066 - Tesi completa - Arpat

Università degli Studi di Pisa
Facoltà di Scienze Matematiche Fisiche e Naturali
Corso di Laurea Specialistica in Gestione e Valorizzazione delle
Risorse Naturali
Il monitoraggio biologico negli ambienti
fluviali: applicazione di metodi
tradizionali e metodi conformi alla
Direttiva 2000/60/CE basati sullo studio
delle comunità dei macroinvertebrati.
Relatore: Prof. Natale Emilio Baldaccini
Correlatore: Dott. Gilberto Natale Baldaccini
Candidata: Scaglia Patrizia
ANNO ACCADEMICO 2008/2009
1

Riassunto
I metodi di monitoraggio biologico delle acque correnti più diffusi in Europa si
basano sullo studio della comunità dei macroinvertebrati. Il metodo
ufficialmente utilizzato in Italia fino al recepimento della normativa comunitaria
è stato l’Indice Biotico Esteso (GHETTI, 1997). Tale metodo studia le comunità
dei macroinvertebrati e trae informazioni sia dal valore di indicatore di alcuni
taxa, più sensibili agli inquinanti, sia da una stima della diversità rilevata nella
comunità; esso misura il grado di allontanamento della comunità esaminata da
quella attesa per un corso d’acqua privo di turbative.
La normativa attuale (D.lgs 152/2006) è stata aggiornata al fine di recepire la
Direttiva 2000/60/EC (Direttiva Quadro sulle Acque), la quale fornisce
specifiche indicazioni sulla strategia di raccolta dei dati e sulla stessa messa a
punto del sistema di valutazione del monitoraggio biologico. In risposta alle
richieste della Direttiva, nasce dunque in Italia la proposta di un nuovo sistema
di classificazione dei fiumi denominato MacrOper (BUFFAGNI e ERBA, 2007). Il
Metodo MacrOper presenta numerose differenze rispetto al metodo IBE,
prevedendo un campionamento di tipo multihabitat proporzionale e
l’applicazione di un indice multimetrico. Inoltre esprime lo Stato Ecologico in
termini di Ecological Quality Ratio (EQR), derivante dal confronto dei valori
osservati per un dato sito, con quelli corrispondenti a condizioni di riferimento
predefinite.
La presente tesi ha come obiettivo la prova sul campo del metodo MacrOper, al
fine di valutarne gli aspetti applicativi anche rispetto al metodo IBE.
A tal fine le due metodiche sono state applicate in sei stazioni appartenenti a
due bacini idrografici della Provincia di Lucca, e confrontate sia per quanto
riguarda le modalità e i risultati del campionamento, sia per quanto riguarda il
calcolo dell’indice di qualità ottenuto con i due metodi.
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Indice
1. Introduzione .............................................................................. 7
1.1 L'ecosistema fluviale ................................................................................. 8
1.1.1 Zonazione delle acque correnti ........................................................... 8
1.1.2 River continuum concept ..................................................................... 9
1.1.3 Il nutrient spiralling ........................................................................... 11
1.1.4 L'approccio multidimensionale .......................................................... 12
1.1.5 Le comunità delle acque correnti ...................................................... 14
1.2 Il monitoraggio biologico delle acque correnti ....................................... 27
1.3 La Direttiva comunitaria sulle acque e il metodo MacrOper .................... 30
2. Materiali e metodi ................................................................... 33
2.1 Area di studio .......................................................................................... 33
2.1.1 Il bacino del Fiume Serchio ................................................................ 34
2.1.2 Il bacino del Fiume Versilia ................................................................ 36
2.1.3 Le stazioni ......................................................................................... 37
2.2 Campionamenti ....................................................................................... 44
2.2.1 Il metodo IBE ..................................................................................... 44
2.2.2 Il metodo MacrOper .......................................................................... 48
2.3 Gli indici di qualità ................................................................................... 58
2.3.1 L'indice IBE ........................................................................................ 58
2.3.2 L'indice Star_ICMi .............................................................................. 60
3. Risultati ................................................................................... 65
3.1 Struttura delle comunità ......................................................................... 65
5

3.2 Calcolo degli indici di qualità ................................................................. 110
3.3 Simulazioni di stime .............................................................................. 117
4. Discussione ............................................................................. 126
4.1 Il campionamento secondo il metodo MacrOper .................................. 126
4.2 Confronto tra i metodi IBE e MacrOper ................................................. 127
4.3 Le comunità dei microhabitat................................................................ 129
4.4 Gli indici di qualità ................................................................................. 130
5. Conclusioni ............................................................................. 133
Bibliografia ................................................................................. 135
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1. INTRODUZIONE
L’acqua rappresenta un bene fondamentale e indispensabile per l’uomo, ma è
al tempo stesso una delle risorse ambientali più soggette agli effetti della
pressione antropica. Per tale ragione si è sentita la necessità di sottoporre a
monitoraggio i vari sistemi ambientali che la producono come fiumi, laghi e
falda. Il monitoraggio delle acque nasce in Italia verso la fine degli anni ’70
quando per la prima volta una legge viene emanata con finalità specifiche verso
la tutela di questa risorsa: la Legge n. 319 del 1976, meglio nota come Legge
Merli, dal nome del suo estensore. Questa legge tuttavia, sebbene introducesse
importanti concetti, era ancora molto ancorata ad una visione
prevalentemente antropocentrica, “vedendo” la qualità delle acque
esclusivamente in funzione degli usi umani. In quest’ottica dunque, gli
indicatori utilizzati per valutare lo stato dei corpi idrici erano esclusivamente di
tipo chimico, fisico, e igienico-sanitario. Il fiume, ad esempio, non era ancora
concepito in senso ecosistemico, ma come un mero veicolo delle acque, che
potevano di volta in volta essere derivate e destinate agli usi umani.
L’approccio è radicalmente mutato da quando si è sviluppato un punto di vista
“ecologico”. L’evento che ha innescato il processo culturale che ha favorito il
nuovo approccio è da individuare nel Progetto Finalizzato del CNR “Promozione
della Qualità dell’Ambiente”, nell’ambito del quale fu avviata, alla fine degli
anni ’70, la prima esperienza di trasferimento agli operatori ambientali di un
metodo biologico per valutare la qualità delle acque correnti: l’Extended Biotic
Index (WOODWISS, 1978). Il fiume, allora, viene finalmente concepito come un
ecosistema in cui ciascuna componente è interconnessa inevitabilmente alle
altre, in un equilibrio la cui alterazione si riflette ad ogni anello della catena
trofica. Di conseguenza il fiume non viene più valutato sulla base dell’analisi
effettuata su un singolo campione di acqua, ma sulla sua capacità di ospitare
comunità acquatiche ricche e diversificate, nella fattispecie rappresentate da
macroinvertebrati, iniziando a tenere in considerazione tutti quei fattori che
contribuiscono al mantenimento di tale comunità, come la presenza di
microhabitat diversificati, di periphyton, della vegetazione acquatica, oltre ai
fattori che invece la riducono nelle sue componenti come l’inquinamento delle
acque o la artificializzazione dell’habitat.
7

1.1 L’ecosistema fluviale
Il processo che modifica l’approccio culturale è anche favorito dal
diffondersi delle teorie interpretative dell’ecosistema fluviale che trovano, nel
corso degli anni ’70 e ’80, un periodo di proficuo sviluppo. Sulla scia delle
elaborazioni concettuali che, individuando nel fiume una discontinuità delle
caratteristiche chimico-fisiche, idromorfologiche e biotiche, danno vita a quella
che verrà chiamata comunemente zonazione (ILLIES e BOTOSANEANU, 1963),
sorgono in quegli anni modelli fondamentali come il river continuum concept
(VANNOTE et al., 1980), il nutrient spiralling (NEWBOLD et al., 1981) e l’approccio
multidimensionale (WARD, 1989).
1.1.1 Zonazione delle acque correnti
La zonazione dei corsi d’acqua nei climi temperati, secondo ILLIES e
BOTOSANEANU (1963), è basata su fattori morfodinamici, sulle caratteristiche
fisico-chimiche e sulle comunità di organismi invertebrati. Partendo dalla
sorgente verso la foce, si possono così individuare tre zone principali: crenal,
rhitral e potamal, le cui comunità sono chiamate rispettivamente crenon,
rhitron, e potamon (ANGELIER, 2003).
Il crenal corrisponde agli ambienti sorgivi, e vi si possono distinguere le sorgenti
vere e proprie (eucrenal), e i rivoli che vi si originano (hypocrenal). La
temperatura di questi ambienti è in funzione dell’altitudine e della latitudine;
può variare da 7,8 a 9,8°C fino a 500 m, e scende fino a 4,5°C a quote intorno a
1400 m. La temperatura è relativamente stabile nell’eucrenal, mentre presenta
fluttuazioni giornaliere nell’ hypocrenal. In questo ambiente dominano le
Briofite, e sono presenti forme (Psycodidae e Stratyomidae) che catturano l’aria
direttamente dall’atmosfera attraverso stigmi respiratori. La diversità in questi
ambienti è ridotta a causa della selezione e delle condizioni poco favorevoli.
Il rhitral inizia con i corsi d’acqua di ordine 2 1 , nati dalla confluenza di
rivoli dell’hypocrenal. Le escursioni termiche non superano i 20°C in estate, e
l’ossigeno si mantiene su livelli di saturazione, facilitati dall’elevata turbolenza
delle acque. Il substrato è costituito prevalentemente da roccia, massi, ciottoli
1 La classificazione gerarchica dei fiumi segue lo schema di STRAHLER (1964) secondo il quale sono individuati come corsi d’acqua di ordine 1
i canali singoli in testa al bacino, che non hanno affluenti, di ordine 2 quelli formatisi per confluenza di due canali di ordine 1, di ordine 3
quelli che originano dalla confluenza di corsi d’acqua di ordine 2, ecc.
8

e ghiaia, che formano un mosaico di microhabitat che ospitano una comunità
molto varia. Si tratta soprattutto di organismi stenotermi, con evidenti
adattamenti alla corrente: forma del corpo appiattita o affusolata, organi di
ancoraggio al substrato e tigmotassi positiva. Il substrato è colonizzato anche
da Alghe e Briofite nei tratti più alti, che lasciano via via il posto ad un ricco
periphyton e, successivamente, alle macrofite acquatiche.
Il potamal risulta dalla confluenza di corsi d’acqua montani e collinari e
scorre nella piana alluvionale con pendenze ridotte, inferiori allo 0,15%. Il
materiale depositato è prevalentemente caratterizzato da limi. Il letto fluviale è
ampio e le acque sono a decorso lento e con moderata turbolenza. La
temperatura può anche superare i 20-21°C in estate, ed è caratterizzata da
escursioni stagionali, tanto che la comunità subisce una successione da specie
stenoterme fredde da autunno a primavera, e di specie stenoterme calde
d’estate. L’ecosistema è supportato dalle macrofite acquatiche, la cui attività
fotosintetica condiziona in gran parte i livelli di ossigeno, che sono più alti
durante il giorno, grazie alla fotosintesi, e più bassi durante la notte, a causa
della respirazione.
Nel potamal possiamo individuare zone di transizione (delta o estuario),
dove le acque dei fiumi si uniscono al mare. Qui vi è un progressivo
mescolamento e la presenza di gradienti di salinità e densità, e si può
incontrare una progressiva stratificazione verticale delle acque a diversa
densità. L’alta variabilità delle caratteristiche fisico-chimiche e morfologiche,
produce un ambiente ricco di diversità e di habitat, che può ospitare biocenosi
particolari, e fungere anche da nursery per specie permanenti e migratorie.
1.1.2 River continuum concept
Una delle teorie più importanti elaborate per descrivere gli ecosistemi
delle acque correnti in clima temperato è il River continuum concept.
Alla fine degli anni ‘70 VANNOTE e i suoi collaboratori ipotizzarono che la
struttura e la funzione delle comunità si differenziassero in modo prevedibile
dalla sorgente alla foce. Il loro approccio si basava sui mutamenti
geomorfologici e idrologici, includendo gli input di energia e il trasporto della
materia organica, che agiscono come uno “stampo” su cui le comunità si
adattano. Tali Autori intuirono che in effetti le comunità, quasi come i loro
9

complementi idrologici, sono in equilibrio dinamico. Produttori e consumatori
si insediano in armonia con le condizioni fisiche e dinamiche di un dato tratto
fluviale, e le comunità a valle sono modellate per trarre vantaggio dalle
“inefficienze” dei processi biologici che si svolgono a monte.
Il River continuum concept include quindi una serie di previsioni dei
mutamenti longitudinali lungo il continuum fluviale. I mutamenti più importanti
concernono la temperatura, la
proporzione relativa tra i vari
gruppi trofici, la diversità di
specie, il rapporto tra
produzione primaria interna (P)
e respirazione (R) e tra CPOM e
FPOM. Secondo questa teoria è
verosimile prevedere che in
corsi d’acqua di ordine più
basso (1-3) il valore del
rapporto tra P e R risulti
inferiore a 1, a causa
dell’ombreggiamento e dello
scarso contenuto di nutrienti,
per cui sarà la provvista di foglie
e di altro materiale alloctono
(CPOM) ad innescare la rete
trofica. Come conseguenza, la
comunità dei macroinvertebrati
Figura 1.1 - Relazioni esistenti tra ordine del corso d’acqua,
input di energia e funzione dell’ecosistema, secondo il River
continuum concept [da VANNOTE et al., 1980, modificato]
10
sarà rappresentata da una
elevata % di trituratori e
raccoglitori (detritivori). Nei
corsi d’acqua di medio ordine (4-6), le condizioni di luminosità, favorite dalla
maggior ampiezza degli alvei, favoriscono la crescita di alghe e macrofite
portando il rapporto P/R>1 ed ampliando l’abbondanza di pascolatori e
raschiatori nella comunità dei macroinvertebrati. I processi di demolizione che
si verificano a monte, per azione dei trituratori, fanno trasferire un sostanziale
apporto di materia organica particellata fine (FPOM) verso valle mantenendo

quindi alta la componente dei raccoglitori. In accordo con il River continuum
concept aumenta la temperatura e si prevede un incremento del numero di
taxa (incremento della biodiversità). L’elevata torbidità e l’elevata profondità
che si riscontra nei tratti di ordine fluviale maggiore riducono nuovamente la
penetrazione della luce, ostacolando la produzione di macrofite acquatiche. Il
rapporto tra P e R torna ad essere

succedono nel tempo viene quindi “stirata” nello spazio a formare una spirale.
L’accoppiamento tra ciclizzazione e trasporto (spiralizzazione) è perciò
rappresentato da una spirale di diametro tanto più stretto quanto più è elevata
l’attività biologica (più veloce il riciclo) e con spire tanto più ravvicinate tra loro
quanto maggiore è la capacità di ritenzione del sistema (più limitato il
trasporto).
L’entità del trasporto dipende dalla velocità della corrente e
dall’efficienza dei dispositivi di ritenzione (massi, tronchi incastrati, sistema
raschi-pozze, zone di calma, ecc.); nonostante la maggior velocità, i corsi
d’acqua montani – grazie alla eterogeneità del substrato – hanno spesso una
ritenzione più elevata dei fiumi di pianura. Per una buona efficienza depurante
sono perciò necessarie un’elevata attività biologica ed un’elevata ritenzione.
Corsi d’acqua artificializzati, con morfologia uniforme, hanno bassa capacità di
ritenzione, bassa diversità e attività biologica, bassa capacità autodepurante:
essendo incapaci di riciclare i nutrienti, sono sistemi esportatori, instabili,
ridotti al ruolo passivo di trasportatori di materia e perciò inadatti a ricevere
carichi inquinanti. Essi riverseranno il loro carico di nutrienti nel corpo idrico
recettore (fiume, lago o mare), inducendone l’eutrofizzazione.
Al processo di spiralizzazione partecipano attivamente anche le zone
riparie periodicamente inondate, parte integrante dell’ecosistema fluviale.
1.1.4 L’approccio multidimensionale
Lo studio degli ambienti fluviali non può prescindere dall’ osservazione
delle quattro dimensioni naturali che ne caratterizzano lo sviluppo. Il modello
delle quattro dimensioni è stato elaborato da WARD (1989); esso prende in
esame le interazioni che si instaurano tra le tre dimensioni fisiche con cui si
esprime la struttura di un corso d’acqua ed una quarta dimensione o scala,
basata sui mutamenti che si verificano con il trascorrere del tempo (Fig. 1.2).
La dimensione longitudinale è quella più evidente in un corso d’acqua, e
si sviluppa lungo la direzione della corrente. Essa interessa i legami che si
instaurano tra i vari tratti fluviali (nei quali possiamo individuare una
successione di ecosistemi) e i mutamenti, prevedibili, degli aspetti
12

Figura 1.2 - Le quattro dimensioni naturali
dell’ambiente fluviale [da SILIGARDI et al., 2007,
modificato]
13
fisico-chimici e biologici che si
verificano passando da monte a valle.
La dimensione longitudinale è
importante per il continuum che
rappresenta, per la sua funzione di
corridoio ecologico, e per il processo
di ciclizzazione dei nutrienti che vi
avviene.
La dimensione laterale,
coinvolge le interazioni che
avvengono tra l’alveo fluviale, la zona
riparia ed il territorio circostante,
compreso l’ambiente iporreico. Questa dimensione ha un’enorme importanza
per la presenza di zone filtro, costituite dalle fasce di vegetazione riparia e dai
meandri fluviali, che hanno un’alta efficienza depurativa per il corso d’acqua.
La dimensione verticale, investe i rapporti tra l’acqua che scorre
nell’alveo e la quota che si infiltra tra gli interstizi del subalveo fino a
raggiungere la falda. In questa dimensione entrano anche gli interscambi tra
aria e acqua e la vita che si svolge sull’interfaccia. La comunità dell’ambiente
iporreico è caratterizzata dalla presenza di batteri, funghi, e micro metazoi,
che, insieme ai macroinvertebrati epibentonici che vi si possono rifugiare,
svolgono un’importantissima azione filtrante e auto depurante del corso
d’acqua.
La dimensione temporale si sviluppa in un ambito che varia dalle
prevedibili sequenze stagionali alle grandi trasformazioni geomorfologiche
dell’assetto fluviale, condizionate dai cambiamenti climatici, dagli eventi
alluvionali e dall’uso del suolo.
Nonostante la mutevolezza spaziale e temporale, il fiume riproduce
continuamente alcune forme caratteristiche: sinuosità laterale e verticale,
buche, raschi, barre, ostacoli, cascatelle, rapide e un mosaico di microambienti.
Questa diversità ambientale, riproposta a più scale, è il prerequisito più
importante per la diversità biologica, il potere auto depurante, la funzionalità
fluviale (GILLER e MALMQVIST, 1998).

1.1.5 Le comunità delle acque correnti
Le comunità delle acque correnti sono chiaramente condizionate da fattori di
tipo idroclimatico, dalla composizione degli habitat, da fattori trofici e biotici.
La diversificazione degli habitat è determinata dall’ idrologia, dalla morfologia,
e dalla vegetazione riparia, ma in ciascun punto le condizioni idrodinamiche
variano in funzione della portata; ne consegue dunque che non vi sia una
grande stabilità degli habitat. Si usa spesso il termine di “mosaici dinamici”, ad
indicare l’associazione tra la grande eterogeneità spaziale e la forte variabilità
temporale. In questa struttura, tutti gli elementi sono soggetti a perturbazioni
fisiche anche violente. Poiché essi sono interconnessi, le zone protette dalla
corrente possono servire da riparo per gli organismi quando gli altri elementi
sono soggetti a perturbazioni. Questa organizzazione dello spazio permette la
coesistenza di specie dotate di preferenze d’habitat, di cicli di vita e di strategie
molto diverse. La biodiversità è dunque il risultato di tre fattori: eterogeneità,
variabilità, connettività (SANSONI, 2003).
Uno dei grossi problemi cui devono far fronte gli organismi acquatici è
quello dell’osmoregolazione, in quanto i fluidi interni sono ipertonici rispetto al
mezzo esterno. Anche la concentrazione dell’ossigeno può essere un fattore
limitante, e questo ha portato all’evolversi di strutture particolarmente adatte
14
Figura 1.3 - La composizione di pool di
specie a livello locale può essere legata
a processi filtro dove le specie del pool
a livello di bioregione sono selezionate
da fattori naturali e antropici che
agiscono a scale differenti [da
MALMQVIST, 2002, modificato].

ad assorbire ossigeno dall’acqua come branchie, tracheobranchie, pigmenti
respiratori, ecc.
Altre strategie adattative importanti sono quelle atte
a resistere alla forza della corrente. Esse comprendono la
capacità di aderire al substrato, la presenza di veri e propri
organi di ancoraggio al substrato, la forma del corpo
affusolata o appiattita, nonché comportamenti come la
reotassi positiva e la tigmotassi positiva (Fig. 1.4).
Per quanto riguarda la comunità delle acque
correnti, analizzeremo solamente la comunità dei
macroinvertebrati, che sono quelli che interessano più da
Figura 1.4 - Esempio di
adattamento alla forza
della corrente tramite
ventose ventrali nei
Blefriceridae
vicino il tipo di monitoraggio preso in considerazione in
questo lavoro.
L’identificazione dei macroinvertebrati non ha
significato sistematico, ma solo funzionale e pratico:
secondo una delle definizioni più accreditate (CUMMINS,
1974), si intende comprendere in questo gruppo tutti gli invertebrati i cui ultimi
stadi di sviluppo raggiungano almeno i 3-5 mm di lunghezza. Sono in genere
considerati macroinvertebrati gli organismi epibentonici, cioè che vivono sulla
superficie dei sedimenti o, al di più, affossati nei primi centimetri di profondità.
Ad essi appartengono i seguenti gruppi: Insetti, Crostacei, Molluschi, Irudinei,
Turbellari, Oligocheti, Poriferi, Celenterati e Briozoi.
La ricognizione completa di tutte le specie che compongono una singola
comunità è un compito estremamente impegnativo. Gli studi in tal senso sono
insoliti a causa della scarsa conoscenza della tassonomia e anche perché la
compilazione di check-list raramente è una priorità. E’ più usuale effettuare
studi di dettaglio su singoli taxon o indagini ecologiche sulle specie più comuni
o a livello di genere e famiglia (taxa). Tuttavia è evidente che la ricchezza in
taxa dipende da molte variabili e il numero stimato presente all’interno di una
comunità dipende sempre dalle dimensioni del campione raccolto.
L’importanza delle dimensioni del campionamento (sforzo di cattura) è
chiaramente illustrata da studi sulla comunità dei macroinvertebrati che
colonizzano i massi tipici delle grandi rapide (30-40 m di ampiezza x 1 km di
lunghezza). Il numero degli individui ritrovati su ciascun masso era
15

positivamente correlato con il numero di specie/masso. Inoltre, il numero
cumulativo di specie cresceva con il log. del numero cumulativo di massi
campionati (ALLAN, 1995). Il distretto ambientale da cui proviene il campione
può incidere profondamente sul numero dei taxa raccolti, come è stato
chiaramente dimostrato effettuando campioni in particolari aree
biogeografiche (SANSONI, 1988a).
Un altro aspetto che emerge chiaramente dallo studio della comunità dei
macroinvertebrati è che relativamente pochi sono i taxa comuni, mentre la
maggior parte sono del tutto rari. Nel primo di una lunga serie di studi
effettuata sulla produttività di un corso d’acqua della Germania, si sono
catturati circa 52.000 esemplari, appartenenti alla classe degli Insetti,
all’interno dei quali furono identificate in totale n. 148 specie. Di queste, le 15
più abbondanti costituivano l’80% del numero totale di individui. Si ha come
conseguenza che la raccolta di un numero limitato di campioni include la
maggior parte delle specie più comuni, mentre ulteriori campionamenti
continuano a produrre un incremento di specie in maniera quasi indefinita. Ciò
evidenzia la relazione esistente tra dimensione del campione e ricchezza in taxa
in un determinato sito, che a turno influenzano le dimensioni dello sforzo di
cattura necessario per caratterizzare la comunità di un ecosistema (ALLAN,
1995).
In un recente lavoro (BALDACCINI et al., 2008) sono state affrontate le
principali cause di disturbo dell’accuratezza di un campionamento di
macroinvertebrati. La precisione del risultato di un campionamento standard
può infatti risentire di una serie di variabili che, in parte, dipendono dai
requisiti con cui è stata pianificata l’indagine, come il numero di campioni
(transetti) effettuati sul tratto oggetto di studio, in parte invece dipendenti
dalle condizioni ambientali in cui si opera come ad esempio:
- la composizione e diversità del substrato e quindi la diversità di habitat:
questo carattere aumenta la difficoltà di reperire i taxa che colonizzano i vari
habitat;
- il livello di diversità della comunità: maggiore è il numero dei taxa e più
elevato il rischio di perdere alcune componenti della comunità;
16

- la diversa attitudine dei taxa presenti nella comunità ad essere dispersi nella
colonna d’acqua (predisposizione al drift 2 ): la capacità di restare ancorati al
substrato favorisce l’eventualità di non essere catturati;
- il riflusso idraulico esercitato dalla forza della corrente sull’imboccatura del
retino: tende a disperdere parte del materiale raccolto;
Altri errori che possono incidere sulla precisione del risultato possono originare
dal grado di esperienza degli operatori che applicano la procedura di
campionamento e può manifestarsi con:
- il livello di accuratezza con cui viene esplorato il substrato durante il
campionamento: una scarsa attitudine impedisce la completa ispezione del
substrato;
- la diligenza mostrata da ciascun operatore nel recupero degli organismi
(sorting): se questa è bassa si incrementa il rischio di perdere taxa;
- livello di conoscenza della sistematica dei macroinvertebrati: è indispensabile
per una corretta individuazione dei taxa presenti;
- capacità nell’attribuzione delle abbondanze ai taxa ad elevata densità o nel
conteggio totale se richiesto: garantisce una buona stima dei taxa presenti;
La variabile che agisce maggiormente sulla precisione del risultato è tuttavia
rappresentata dallo sforzo esercitato nella cattura degli organismi e quindi
dalle dimensioni del campione: ne deriva come conseguenza che la raccolta di
un campione limitato produce solo una quota dei taxa più comuni, mentre
incrementando lo sforzo di cattura si produce un numero di taxa quasi
indefinito. Il lavoro di BALDACCINI e coll. tendeva a dimostrare quindi che,
disponendo di risorse limitate, si deve accettare il fatto che solo una parte della
comunità può essere esaminata e che d’altra parte è dimostrato che è quasi
impossibile e sicuramente antieconomico descrivere l’intera comunità.
Applicando un campionamento standard si rilevano con sufficiente accuratezza
le principali componenti della comunità.
2 Fenomeno che si manifesta normalmente nelle acque correnti, per effetto del quale gli organismi vengono
trasportati a valle e in gran numero dalla corrente.
17

Il ciclo vitale dei macroinvertebrati può durare da poche settimane fino
ad alcuni anni. La maggior parte dei macroinvertebrati (Crostacei, Molluschi,
Irudinei, Turbellari, Oligocheti, Poriferi, Celenterati e Briozoi) trascorre l’intero
ciclo vitale nel mezzo acquatico (olobiotici), mentre, quasi tutti gli Insetti,
trascorrono vita acquatica solo per completare una parte del loro ciclo vitale
(anfibiotici). Tra questi vi sono forme che presentano più di una generazione
l’anno (polivoltini), altri che si riproducono una sola volta l’anno (univoltini),
altri ancora con intervalli di tempo maggiori dell’anno (semivoltini). La
colonizzazione delle acque da parte dei macroinvertebrati, può avvenire per
dispersione passiva, per deriva (drift) o attraverso il trasporto per opera di altri
organismi come gli uccelli o i pesci, o per dispersione attiva, con la risalita della
corrente (upstream) o attraverso il volo degli organismi adulti, nel caso degli
insetti, compensando cosi il fenomeno del drift (TACHET et al., 2003).
Di seguito è riportato un breve elenco corredato da alcune
caratteristiche dei principali gruppi tassonomici.
PLECOTTERI
Figura 1.5 - Plecottero
del genere Perla
I Plecotteri sono un ordine di Insetti eterometaboli, di
medie o grandi dimensioni, con larve acquatiche e adulti
viventi fuori dall’acqua. Hanno sviluppo emimetabolo, e
vivono in acque fredde, limpide e turbolente, tipiche dei corsi
d’acqua di ordine minore (epi/meta-rhitral). Sono sensibili
all’inquinamento organico e al conseguente abbassamento
dei livelli di ossigeno dovuto ai processi di decomposizione.
Popolano gli ambienti con substrati a massi e ciottoli, con
elevata capacità di ritenzione della materia organica
grossolana, insediandosi preferibilmente negli interstizi e nei
pacchetti di foglie. Vi sono forme prevalentemente
detritivore (Capniidae, Leuctridae, Nemouridae,
Taeniopterygidae), che presentano un ciclo vitale sincronizzato con la caduta
delle foglie; altri gruppi (Chloroperlidae, Perlidae, Perlodidae) hanno abitudini
carnivore e si cibano di altri invertebrati. Le ninfe sono caratterizzate da due
lunghi cerci e dall’assenza di estesi apparati tracheobranchiali ai lati
18

dell’addome (tranne alcuni generi), a testimonianza della loro relativa
intolleranza alla carenza di ossigeno disciolto.
EFEMEROTTERI
Figura 1.6 - Efemerottero
del genere Epeorus
Gli Efemerotteri sono un ordine di Insetti a
metamorfosi incompleta che trascorrono gran parte della
loro vita allo stadio larvale, mentre la fase adulta ha una
durata brevissima (da cui il nome), appena il tempo
necessario a compiere il ciclo vitale riproducendosi e
deponendo le uova. Gli adulti infatti non si nutrono,
avendo un apparato boccale involuto. Il ciclo di sviluppo è
di tipo emimetabolo-prometabolo, unico caso nel mondo
degli insetti, in cui l’immagine è preceduta da una sub
immagine a cui sembra affidato l’unico compito di
emergere dall’acqua. Il ciclo vitale può essere univoltino
(es Rhytrogena), polivoltino (Ecdyonurus, Baetis), o
semivoltino (specie le cui larve si sviluppano in un
periodo di due anni, es Ephemera). La lunga permanenza in acqua conferisce
agli Efemerotteri un importante ruolo di bioindicatori. Il tipo di alimentazione
di questi insetti è prevalentemente erbivoro e detritivoro, mentre sono solo
occasionalmente predatori. Gli Efemerotteri sono diffusi prevalentemente nelle
acque correnti, solo alcuni generi (Cloeon, Caenis) sono adattati anche agli
ambienti lentici. Le ninfe hanno corpo sub cilindrico e affusolato, più o meno
compresso dorso-ventralmente. Possiedono tracheobranchie addominali, in
numero di 5-7 paia, e tre cerci (due cerci e un paracerco). La maggior parte
degli Efemerotteri si nutre brucando la superficie esposta alla corrente e,
nonostante i meccanismi di ancoraggio al fondo, molti di essi sono propensi al
trasporto passivo (drift).
TRICOTTERI
I Tricotteri sono insetti olometaboli che colonizzano prevalentemente le acque
correnti, anche se vi sono famiglie adattate alle acque stagnanti. Le uova sono
deposte in acqua e generano larve in grado di produrre una sostanza sericea
adesiva con la quale costruiscono astucci, utilizzando materiale reperito sul
19

fondo dell’alveo, in cui vivono errando, o reti e tubuli fissi che utilizzano come
rifugi e per catturare il cibo. La pupa affronta la metamorfosi all’interno
dell’astuccio tipico della famiglia di appartenenza o di un bozzolo di seta se
l’astuccio non è presente. La maggior parte dei tricotteri ha un ciclo annuale
(uni voltino), mentre alcune specie sono polivoltine. Fa eccezione un’unica
famiglia Rhyacophilidae, le cui larve conducono vita libera. I Tricotteri popolano
diversi ambienti dulciacquicoli: alcune specie (madicole) vivono in ambienti
igropetrici, bagnate solo da un velo d’acqua, altre frequentano elettivamente le
sorgenti o le acque correnti, distribuendosi lungo le varie zone del fiume, i laghi
dove colonizzano i banchi di vegetazione acquatica. Hanno uno spettro di
specializzazione ecologica ampio e differenziato, sono validi indicatori della
qualità delle acque. Il regime
alimentare dei tricotteri è tra
i più vari, erbivori, detritivori,
carnivori; alcuni raschiano e
brucano nel periphyton, altri
trinciano il detrito, succhiano
la linfa delle alghe o
catturano altri piccoli
invertebrati.
20
Figura 1.7 - Forme e adattamenti nei
Tricotteri: 1)Limnephilidae;
2)Glossosomatidae; 3) Hydroptilidae;
4)Sericostomatidae;
5)Lepidostomatidae; 10 –11)Goeridae;
6) Philopotamidae;
7)Polycentropodidae; 8)Hydropsychidae;
9) Ryacophilidae [figura da GILLER e
MALMQVIST, 2003].

ODONATI
Figura 1.8 - Odonato del genere
Cordulegaster
Gli Odonati sono Insetti di medie e grandi
dimensioni, emimetaboli con stadio larvale acquatico.
Colonizzano prevalentemente ambienti di acque
lentiche, ma sono presenti anche nelle acque
correnti. Si possono distinguere due sottordini:
Zigotteri e Anisotteri. Gli Zigotteri hanno per lo più
ciclo univoltino, e gli stadi larvali hanno forma
allungata e dotata di lamelle caudali o branchiali. Gli
Anisotteri possono avere ciclo semivoltino, con una
generazione ogni due anni o più (fino a 5 negli
Anisotteri di ambienti alpini). Le larve degli Anisotteri
hanno corpo corto e affusolato, e nella parte terminale dell’addome
presentano una piramide caudale. Gli Odonati vivono associati alla vegetazione
del fondo o immersi nel sedimento fine con il classico comportamento di caccia
“alla posta”. Il principale carattere distintivo è rappresentato dalla maschera,
organo di presa derivato da una modificazione dell’apparato boccale. Gli
Odonati sono quindi i predatori per eccellenza, e vivono perennemente
infossati nei sedimenti sabbiosi o immersi nella vegetazione acquatica.
DITTERI
I Ditteri hanno un ciclo vitale a
metamorfosi completa (olometaboli) e, tra
gli insetti acquatici, sono quelli che riescono
a diffondersi nella più ampia varietà di
ambienti. Le larve sono vermiformi e prive di
zampe articolate; possono essere eucefale,
con capo distinto dal torace e ben visibile,
Figura 1.9 - Dittero della famiglia Simuliidae
emicefale, con capo piccolo e infossato nel
torace, o acefale, con capo poco sviluppato e
non visibile. Le larve occupano una vasta gamma di biotopi, dalle zone
montane dei torrenti, con acque turbolente e molto ossigenate, a quelle
stagnanti dei boschi umidi. La grande adattabilità di questo taxon è dovuta ai
21

diversi tipi di respirazione, che può essere acquatica, tramite branchie
cuticolari, tracheali, rettali, o aerea tramite stimmi e sifoni, o mista. I Ditteri
rivestono i ruoli trofici più vari: si nutrono di detrito organico, diatomee e altre
alghe, batteri, e piccoli invertebrati.
COLEOTTERI
Figura 1.10 - Coleottero della famiglia Elmidae (adulto e
larva)
22
I Coleotteri sono tra i pochi
ordini di insetti che presentano
forme acquatiche sia allo stato
larvale che allo stato adulto. Si
possono distinguere forme
marciatrici (Elmidae, Hydraenidae,
Dryopidae), o natatorie (Haliplidae,
Dytiscidae, Hydrophilidae), alcune anche di notevoli dimensioni. La respirazione
sfrutta il sistema tracheale tipico delle specie terrestri, che si avvale nelle forme
acquatiche di nuovi adattamenti che consentono di immagazzinare l’aria
catturata dalla superficie o direttamente da piante acquatiche durante
l’immersione. Le larve possono respirare attraverso i tegumenti o anche
attraverso stimmi respiratori. Il regime alimentare è vario, e può essere misto
in relazione alla fase del ciclo vitale. Le larve di Dytiscidae, Gyrinidae e
Hydrophilidae sono carnivore, mentre le altre sono erbivore o detritivore. Tra
gli adulti sono carnivore le famiglie Dytiscidae, Gyrinidae, onnivori gli
Hydrophilidae ed erbivori gli altri.
CROSTACEI
Figura 1.11 - Crostaceo della famiglia
Gammaridae
I Crostacei sono organismi olobionti, con
ciclo vitale completamente acquatico.
Tra i crostacei delle acque interne
possiamo distinguere tre sottoclassi principali: i
Branchiuri, con l’unico genere Argulus, tutti
ectoparassiti dei pesci; una sottoclasse
rappresentata da Branchiopodi, Copepodi e
Ostracodi, che comprendono forme bentoniche
e zooplanctoniche che colonizzano soprattutto le

acque stagnanti; i Malacostraci, che comprendono forme di taglia media e
grande. Tra i Malacostraci troviamo forme molto diffuse nelle acque correnti
come gli Anfipodi (fam Gammaridae), e gli Isopodi (fam Asellidae). I Gammaridi
sono buoni nuotatori e tendono ad occupare tutti gli habitat disponibili nei
fiumi, dalla sorgente alla foce; gli Asellidi invece prediligono gli ambienti lentici,
e quindi i tratti medio-bassi dei corsi d’acqua, fino alla foce. Un ordine molto
importante è quello dei Decapodi. All’interno di questo gruppo troviamo forme
più o meno adattabili, che colonizzano tratti diversi del corso d’acqua. I
gamberi Palemonidae tendono ad esempio a colonizzare i tratti medio-bassi del
corso d’acqua, mentre gli Astacidi colonizzano i tratti medio-alti e sono
particolarmente sensibili alla qualità delle acque. Infine i granchi Potamidae
prediligono le acque calme o moderatamente correnti.
Il loro regime alimentare è spesso misto, prevalentemente vegetariano e
detritivoro, e talora carnivoro.
MOLLUSCHI
I Molluschi delle acque interne
comprendono Gasteropodi e
Bivalvi. Nei corsi d’acqua correnti i
Gasteropodi non sono molto ben
rappresentati, e le comunità delle
acque correnti sono spesso
rappresentate solo dagli Ancilidi.
Questa famiglia è riconoscibile
Figura 1.12 - Gasteropode della famiglia Ancylidae
dalla tipica forma della conchiglia,
di tipo patelliforme con l’umbone rivolto all’indietro, un adattamento alla forza
della corrente, insieme alla forma del piede che garantisce un sicuro ancoraggio
al substrato, dove l’animale trova i tappeti di periphyton su cui brucare. Nei
tratti con discreta idrodinamicità si possono trovare anche forme come i
Neritidi, che appartengono invece alla sottoclasse dei Prosobranchi. Questi
gasteropodi sono caratterizzati dalla presenza di un opercolo che chiude la
conchiglia e dalla respirazione branchiale. Nei tratti più bassi del fiume si
possono invece incontrare forme come Limnea e Physa, che si rifugiano nelle
23

zone di calma, al riparo della corrente. La maggior parte dei gasteropodi si
nutre raschiando il periphyton dai substrati duri o dagli steli per mezzo della
radula. I Bivalvi comprendono forme molto piccole, come gli Sphaeridae, dalle
dimensioni dai 5 ai 10 mm, e forme di grandi dimensioni come gli Unionidae. Il
genere Anodonta può raggiungere i 20 cm di lunghezza, e vive nei tratti
potamali dei fiumi, dove lasciano profondi solchi scavati con il piede. I
Dreissenidi si fissano ai substrati duri per mezzo di un filamento detto bisso,
formando densi agglomerati. I Bivalvi tendono in genere a colonizzare i tratti
bassi dei fiumi, dove c’è una grande disponibilità di materia organica
particolata fine, fitoplancton e batteri.
PLATELMINTI
I Tricladi popolano sia le
acque correnti che le acque
stagnanti, colonizzando le
Figura 1.13 - Triclade del genere Dugesia
superfici inferiori dei ciottoli o di
larghe foglie, al riparo dalla luce.
Il corpo, fortemente appiattito e
allungato, è rivestito nella parte
ventrale da migliaia di
microscopiche ciglia che consentono all’animale di strisciare su tutte le
superfici sommerse. L’intestino è suddiviso in tre rami, e comunica con
l’esterno attraverso l’orifizio boccale, da cui si può estroflettere il faringe, un
condotto muscoloso con cui penetra nel corpo della preda, e ne succhiano i
liquidi.
24

IRUDINEI
Figura 1.14 - Irudineo del
genere Erpobdella
OLIGOCHETI
Questa classe appartiene al phylum degli Anellidi.
Le specie di sanguisughe che si incontrano nelle acque
correnti (Dina, Erpobdella, Trocheta), non sono in genere
ematofaghe, ma si nutrono prevalentemente di altri
invertebrati. Le sanguisughe hanno il corpo depresso
dorso ventralmente, diviso in numerosi anelli, e dotato di
due ventose che usano per spostarsi. La resistenza a
condizioni di anossia consente loro di sopravvivere a
forme di inquinamento organico anche elevate, dove
sono spesso gli unici invertebrati predatori.
Gli Oligocheti sono una classe di
vermi cilindrici molto diffusa sulla
terraferma e anche negli ambienti
acquatici di acque correnti e stagnanti.
Il nome deriva dalla scarsa presenza di
Figura 1.15 - Oligochete della famiglia Lumbricidae
setole sulla superficie del corpo, che
sono indispensabili alla locomozione.
L’animale può infossarsi nel fango, dove trova anche la sua indispensabile fonte
di cibo, il detrito e i microrganismi in esso contenuti. I Tubificidi e i Lumbriculidi
rappresentano spesso la componente principale del macrobenthos profondo
degli ambienti lentici. Vivono infossati nei primi centimetri del sedimento ed
esercitano un’azione di rimescolamento dei fanghi. Quando il contenuto di O2
della microzona scende sotto valori di guardia, i Tubificidi formano microtubuli
da cui fuoriescono con la porzione posteriore del corpo che muovono
vivacemente per provocare ricambio di acqua. I Naididi rappresentano spesso
una delle componenti più importanti delle comunità dei corsi d’acqua correnti
sottoposti a forti immissioni di materia organica disciolta. Gli Oligocheti
Tubificidi insieme ai Ditteri Chironomidi costituiscono le forme più resistenti
alle condizioni di inquinamento. In condizioni naturali sono distribuiti su tutti i
tratti fluviali dove occupano i microhabitat a sedimenti molli.
25

Tabella 1.1 - Gruppi trofici funzionali di macroinvertebrati (larve e adulti) acquatici e loro cibo preferenziale
[da CUMMINS e MERRIT, 1996, in GILLER e MALMQVIST, 1998, modificato]
Gruppo trofico Cibo Meccanismo di nutrizione
Trituratori Foglie, detrito legnoso,
macrofite acquatiche viventi
Raccoglitori Materia organica particellata
fine
26
Masticazione del detrito e delle
macrofite, perforazione tessuti
Filtraggio materiale in sospensione,
raccolta materiale sedimentato
Raschiatori Alghe bentoniche e biofilm Pascolo delle superfici organiche e
minerali
Perforatori Cellule e linfa delle piante Perforazione e succhiamento
Predatori Tessuti animali Perforazione e ingoiamento
Parassiti Tessuti e fluidi animali Endo e esoparrissitismo
Tabella 1.2 - Gruppi trofici funzionali e loro rappresentazione in principali ordini di insetti selezionati [da
CUMMINS e MERRIT, 1996, in GILLER e MALMQVIST, 1998, modificato].
Ordine Trituratori Raccoglitori Raschiatori Perforatori Predatori Parassiti
Plecoptera + +
Odonata +
Ephemeroptera + +
Hemiptera +
Megaloptera +
Trichoptera + + + + +
Lepidoptera + +
Coleoptera + + + +
Hymenoptera +
Diptera + + + + +

1.2 Il monitoraggio biologico delle acque correnti
La storia dei bioindicatori per la valutazione della qualità delle acque
inizia più di cento anni fa con i lavori di Kolenati (1848) e Cohn (1853)
(SPAGGIARI e GENONI, 2005). Questi studiosi osservarono che gli organismi
presenti nelle acque inquinate erano diversi da quelli rinvenibili in acque pulite.
La strategia, da allora, è stata quella di individuare indicatori ed indici in grado
di attuare una efficace “sorveglianza ecologica degli ambienti di acque
correnti”.
I bioindicatori, coinvolgendo più livelli dell’organizzazione biologica, si
pongono su gradi gerarchici diversi in un ambito di scala temporale e di
attinenza ecologica. Infatti, vi sono indicatori caratterizzati da un tempo di
risposta breve ed un’attinenza ecologica bassa ed altri che presentano un
tempo di risposta lungo, ma un’attinenza ecologica elevata. Le popolazioni
animali costituiscono gli indicatori degli effetti prodotti dall’inquinamento
sull’ambiente in cui vivono in virtù del fatto che esse presentano grande
diversità fisiologica ed ecologica; sono in grado di reagire alla situazione
ambientale nel suo complesso; esprimono l’effetto cumulativo di vari fattori;
hanno una buona capacità di integrare le situazioni nel tempo. Il controllo
biologico di qualità delle acque correnti basato sull’analisi della comunità dei
macroinvertebrati è il più diffuso in tutta l’Unione Europea (GHETTI, 1997), ma
esistono anche altri indicatori. Esistono infatti metodi che si basano sullo studio
di varie componenti delle biocenosi delle acque correnti rappresentate da
Batteri, Alghe, Protozoi, Macrofite, ecc.
L’uso dei macroinvertebrati come indicatori è favorito da una serie di
caratteristiche che li rendono adatti a questo scopo:
-elevata sensibilità all’inquinamento e capacità di reagire tempestivamente ai
suoi effetti;
-buona conoscenza degli adattamenti morfologici e fisiologici di numerose
specie rispetto all’ambiente in cui vivono;
-presenza di lunghi cicli vitali in numerosi taxa che consente di vincolarli alla
continuità delle condizioni ambientali; la loro scomparsa è quindi facilmente
imputabile a condizioni di stress;
27

-sufficiente stabilità di molti taxa, sui substrati in cui essi vivono, e quindi
capacità di riflettere con immediatezza le condizioni di qualità delle acque e dei
sedimenti;
-facilità di raccolta rispetto ad altri gruppi e identificazione accessibile anche a
occhio nudo;
-sono cibo preferenziale per i pesci e costituiscono una componente
fondamentale della catena alimentare dei fiumi e degli ambienti ad essi
limitrofi, nelle varie forme del ciclo biologico (Fig. 1.16).
Figura 1.16 - Composizione % dei macroinvertebrati nel regime alimentare della trota. A: adulti di
insetti acquatici e terrestri caduti in acqua. C: coleotteri. D: ditteri. E: efemerotteri. G: gammaridi. P:
plecotteri. T: tricotteri [da TACHET et al., 2000, modificato]
Il metodo di monitoraggio biologico fino ad oggi più utilizzato in Italia è
stato l’Indice Biotico Esteso, che comincia ad essere adottato verso la fine degli
anni ’70, nella sua versione originale elaborata da WOODWISS (1978) e adattata
alla realtà italiana da GHETTI (1981). A partire da tale periodo, si moltiplicano le
esperienze di applicazione del metodo, che consentono di affinarlo e adattarlo
sempre più alla realtà italiana, fino ad essere universalmente riconosciuto con
l’attuale acronimo (IBE, GHETTI, 1997).
L’IBE è un metodo che studia le comunità dei macroinvertebrati e trae
informazioni sia dal valore di indicatore di alcuni taxa, più sensibili agli
inquinanti, sia da una stima della diversità rilevata nella comunità.
Il metodo tiene conto del fatto che:
-la ricchezza in specie aumenta fino a certi livelli in funzione del contenuto di
sali nutritivi;
28

-la struttura della comunità varia da monte a valle lungo la zonazione
longitudinale;
- i vari taxa manifestano una sensibilità diversa all’inquinamento.
Il metodo utilizza le comunità di riferimento costruite su corsi d’acqua
che mantengono buone caratteristiche di qualità e misura il livello di
allontanamento da queste della comunità esaminata. La selezione dei gruppi di
macroinvertebrati utilizzati nel metodo per la definizione dell’Indice si è basata
su criteri di sensibilità alle turbative ambientali che possono alterare lo stato di
qualità di un corso d’acqua.
Dal punto di vista legislativo, la necessità di effettuare un costante
monitoraggio biologico dei corsi d’acqua, si è affermata con il Decreto
Legislativo 152/1999, che anticipa parte dei contenuti della successiva norma
comunitaria in materia di acque. Infatti, la Direttiva 2000/60/CE, nota come
Direttiva Quadro per le Acque della Comunità Europea, definisce i principi e gli
obiettivi per l’azione di tutela e salvaguardia dei corpi idrici richiedendone la
classificazione secondo lo stato di qualità, basata principalmente sugli elementi
biologici rappresentati da macroinvertebrati, macrofite, fitobenthos e fauna
ittica. In tal senso fornisce specifiche indicazioni sulla strategia di raccolta dei
dati e sulla stessa messa a punto del sistema di valutazione. In questo contesto
nasce il progetto europeo AQEM, che coinvolge numerosi partner europei, al
fine di testare i principi alla base delle tecniche di monitoraggio. Nell’ambito di
tale progetto nasce un nuovo metodo per lo studio della comunità dei
macroinvertebrati, con la prospettiva di essere adattato alla realtà italiana e
che risponda alle richieste della Direttiva. Tale metodo, basato sul
campionamento multihabitat proporzionale e sull’applicazione multimetrica,
dovrà quindi subentrare al metodo IBE e sostituirlo nel monitoraggio delle
acque correnti previsto dalla normativa di recepimento della suddetta Direttiva
che in Italia è rappresentata dal D. Lgs. 152/2006.
29

1.3 La Direttiva comunitaria sulle acque e il metodo MacrOper
La Direttiva 2000/60/CE nota come Direttiva Quadro per le acque (WFD:
Water Framework Directive) definisce i principi generali e gli obiettivi per
l’azione comunitaria in materia di acque.
La Direttiva prevede, oltre all’identificazione dei Distretti Idrografici come
unità di riferimento per la gestione dei singoli bacini, anche l’individuazione dei
corpi idrici e la loro classificazione secondo lo stato di qualità. Lo stato dei corpi
idrici deve essere individuato in base alla qualità ecologica, la cui definizione si
avvale principalmente di elementi biologici (struttura e composizione delle
comunità acquatiche), elementi chimico-fisici e elementi idromorfologici. La
Direttiva fornisce una descrizione generale di 5 classi di stato ecologico per ogni
categoria di acque superficiali. Lo stato di qualità dei corpi idrici viene definito
come rapporto di qualità ecologica (EQR = Ecological Quality Ratio) calcolato
rapportando i valori dei parametri biologici di un dato corpo idrico con quelli
predefiniti dalle condizioni di riferimento. L’obiettivo è l’individuazione delle
situazioni che si allontanano dalla realtà, e l’impegno per il raggiungimento
dello stato buono, o comunque il divieto di deterioramento dello stato elevato.
Per quanto riguarda i criteri per la valutazione della qualità ecologica, la
Direttiva da specifiche indicazioni sul tipo di monitoraggio da effettuare; per i
fiumi viene richiesto di considerare, tra i criteri per la valutazione della qualità
ecologica, l’abbondanza delle comunità biologiche. Inoltre viene evidenziata la
necessità di standardizzare i metodi, in modo da garantire la massima
confrontabilità dei risultati ottenuti dai diversi operatori. I gruppi di lavoro CEN
(Comité Européen de Normalisation) hanno redatto una serie di linee guida cui
stanno cercando di adeguarsi numerosi paesi europei, attraverso fasi di
sperimentazione e confronto tra i gruppi stessi.
Nell’ambito della sperimentazione dei nuovi criteri definiti dalla Direttiva
Quadro per le Acque, nasce la proposta di un nuovo metodo di monitoraggio
delle acque correnti in Italia, (BUFFAGNI e ERBA, 2007; BUFFAGNI et al, 2008) che
nasce con l’intenzione di rispondere alle esigenze dettate dalla normativa
europea, sia in merito alla registrazione delle abbondanze degli individui
raccolti, sia in merito alla “standardizzazione” della procedura. Il metodo
proposto da BUFFAGNI, denominato MacrOper, si basa sull’uso dell’ indice
30

Star_ICMi e sulla procedura di campionamento multihabitat originariamente
proposta negli Stati Uniti per il “Rapid Bioassessment Protocol” (BARBOUR et al.,
1999). Tale procedura rientra nella maggior parte dei protocolli in uso a livello
europeo. I principi alla base della tecnica sono stati testati durante il progetto
europeo AQEM (BUFFAGNI et al., 2001; HERING et al., 2004) da tutti i partner
coinvolti. Per quanto riguarda l’Italia, la tecnica è quindi stata adattata al
contesto nazionale, al fine di garantire il più possibile una continuità con il
protocollo di campionamento del metodo IBE (GHETTI, 1997; APAT & IRSA-CNR,
2003).
Lo scopo principale di questa tesi è stato quello di sperimentare il
metodo MacrOper su tratti fluviali della provincia di Lucca, applicando
contemporaneamente il metodo IBE, al fine di valutare nella pratica il “nuovo”
metodo anche in relazione agli aspetti logistici, all’impiego delle risorse
necessarie, alla problematica dell’analisi quantitativa, ed altri aspetti che
potessero scaturire nel passaggio dalla “vecchia” metodologia alla “nuova”.
Il lavoro è stato svolto presso il Laboratorio di Biologia Ambientale del
Dipartimento Provinciale ARPAT di Lucca - Servizio Locale della Versilia.
31

2. MATERIALI E METODI
2.1 Area di studio
I corpi idrici presi in esame nel presente lavoro appartengono a due bacini
idrografici della Provincia di Lucca: il bacino del Fiume Serchio e quello del
Fiume Versilia. Il primo origina dall’Appennino Settentrionale e si snoda tra
questo e il massiccio apuano, il secondo ha origine dalle Alpi Apuane e si
sviluppa sul loro versante occidentale (Fig. 2.1).
Figura 2.1 - Visione d'insieme dell'area di studio con le stazioni prese in esame
33

2.1.1 Il bacino del Fiume Serchio
Figura 2.2 - Bacino idrografico del Fiume Serchio
Il Serchio nasce nella zona appenninica all’estremo nord della Provincia di
Lucca, attraversa subregioni come la Garfagnana, la Media Valle e la piana di
Lucca fino a Ripafratta, dove entra nel territorio provinciale pisano per poi
sfociare nel Mar Tirreno, percorrendo quest’ultimo tratto in un alveo
completamente arginato e pensile. Il bacino del Serchio è quindi compreso
quasi interamente nella Provincia di Lucca, in parte, con il suo maggior
affluente, la Lima, in quella di Pistoia e, nel tratto terminale, in quella di Pisa. Si
estende su una superficie di circa 1500 kmq e la lunghezza dell’asta principale si
stima intorno ai 104 km. Il bacino è caratterizzato dalla presenza di numerose
34

valli in cui sono incassati i principali affluenti provenienti dal versante
occidentale appenninico (sinistra idrografica) e dal versante orientale apuano. Il
territorio vallivo, pur essendo limitato e soggetto ad inondazioni più o meno
ricorrenti, era quello che meglio si prestava ad accogliere gli insediamenti
abitativi e produttivi. Questi ultimi erano spesso installati nelle immediate
vicinanze del corso del fiume ed attrezzati per poter sfruttare il deflusso delle
acque come forza motrice.
Il territorio montano e collinare nel bacino del Fiume Serchio è caratterizzato
da pendenze accentuate, prevalentemente caratterizzate da rivestimento
boschivo, e da aree agricole organizzate su tipici terrazzamenti, consolidati con
muri a secco. Nella parte montana sono presenti numerose derivazioni che
alimentano, attraverso un esteso reticolo di condotte idrauliche, gli invasi ENEL.
L’alveo scorre, in alcune zone, in gole rocciose, strette e profonde, comprese
tra ripide pareti calcaree. Il territorio di pianura del bacino del Serchio è
costituito dalla piana di Lucca e dalla piana di San Giuliano, spesso soggette ad
inondazioni a causa della rete di drenaggio insufficiente, ma soprattutto per la
consistente riduzione delle aree inondabili di pertinenza fluviale che nel tratto
medio sono state invase da un incontrollato sviluppo urbanistico e per
l’imponente regimazione che accompagna il tratto pianeggiate fino al mare
(REGIONE TOSCANA, 2005).
35

2.1.2 Il bacino del Fiume Versilia
Figura 2.3 - Bacino del Fiume Versilia
Il bacino del Fiume Versilia si forma sul versante marittimo delle Alpi Apuane,
caratterizzato da contrafforti alti e scoscesi, solcati da ripide incisioni a regime
torrentizio; composto da un’insieme di tributari, i cui due principali denominati
Serra e Vezza, si immette nella pianura alluvionale come fiume Versilia,
attraversandola con un alveo fortemente artificializzato, prima inciso e
successivamente pensile, più volte deviato dal suo corso originale, in epoca
storica. Numerose risorgenze da subalveo alimentano in pianura una rete di
canali minori. Il bacino si estende su una superficie di circa 115 kmq e la
lunghezza dell’asta principale si stima intorno ai 22 km.
L’asta principale del Fiume Versilia, prende origine sotto la Foce di Petrosciana,
da Fonte di Moscoso, col nome di Canale Versiglia; raccolto un fitto drenaggio
di impluvi, a Cardoso, il torrente ormai formato prende il nome da tale borgo,
fino a Ponte Stazzemese, dove confluisce in sinistra con il Torrente di Mulina
proveniente dalla Conca di Stazzema, originando così il Torrente Vezza. Fra
36

Ponte Stazzemese e Seravezza, il torrente riceve ulteriori affluenti laterali d’una
certa importanza, quali il Canale del Giardino, dal Colle di Cipollaio, ed il
Torrente Serra, dal Monte Altissimo, che confluisce col Vezza a formare il fiume
Versilia; a valle di Ponte Stazzemese l’alveo va ad incidere filladi e meta
vulcaniti paleozoiche, scarsamente acquifere, cosicchè gli apporti sono
prevalentemente corrivi più che sorgivi.
Uscito dalle strette di Corvaia, il Serra-Vezza prende il nome di Versilia, forte di
almeno 600 l/s di portata media; scendendo lambisce la zona industriale di
Pietrasanta, con alveo rettificato da argini e briglie, si getta in mare, dopo aver
attraversato le colmate dei Paduli di Porta , con una rettifica risalente al XVI
secolo (GIOVANNINI, 1993).
Le problematiche che interessano l’intera asta fluviale sono da ricercare,
oltreché nell’attività estrattiva e di lavorazione del marmo, caratteristica
dell’uso antropico di questa zona, anche nell’impatto sugli elementi
idromorfologici originatosi dalla trasformazione morfostrutturale delle sponde
avvenuta in tempi storici e, ultimamente, in seguito alla messa in sicurezza
effettuata dopo l’alluvione del 1996.
2.1.3 Le stazioni
Di seguito sono descritte le caratteristiche principali delle stazioni prese in
esame nel presente lavoro; queste sono state scelte tra le stazioni inserite nella
rete di monitoraggio controllata dall’Agenzia Regionale per la Protezione
Ambientale della Toscana, Dipartimento Provinciale di Lucca. Dato il carattere
sperimentale del lavoro, e il notevole impegno in termini di tempo e di risorse
umane che ne sarebbe derivato, non è stato possibile comprendere nello
studio tutte le stazioni della rete, ma solo quelle considerate più
rappresentative.
37

SCHEDA N. 1 FIUME: Serchio STAZIONE: Ponte di Petrognano
COMUNE: Piazza al Serchio LOCALITA’: Petrognano CODICE: MAS001
ALTITUDINE: m 439 s.l.m. DISTANZA DALLA
SORGENTE: 14 Km
CARATTERISTICHE AMBIENTALI:
38
DATA DI CAMPIONAMENTO:
12/05/2009
Alveo prevalentemente naturale,
caratterizzato da un substrato a ciottoli,
ghiaia, massi e sabbia, costituente un
materasso poco mobile. Lungo il tratto
(lunghezza circa 100 m) sono presenti, da
monte a valle in riva destra, una difesa
spondale in calcestruzzo e una cava inattiva.
La ritenzione del detrito organico è
moderato- scarsa, con presenza di
frammenti polposi. Il feltro perifitico varia
stagionalmente da sottile a spesso, con
filamenti di alghe. La corrente è
prevalentemente con flusso medio e
laminare e le acque sono risultate sempre Figura 2.4 - Stazione Ponte di Petrognano sul Fiume Serchio
limpide. La vegetazione riparia, è
costituita da alberi e arbusti, con prevalenza di pioppo, salice e robinia. Ambiente circostante lievemente
antropizzato, con presenza di boschi.
Figura 2.5 - Ubicazione della stazione Ponte di Petrognano sul
Fiume Serchio

SCHEDA N.2 FIUME: Serchio STAZIONE: Ghivizzano
COMUNE: Coreglia
Anteminelli
LOCALITA’: Ghivizzano CODICE: MAS003
ALTITUDINE: m 120 s.l.m. DISTANZA DALLA SORGENTE:
45,3 Km
CARATTERISTICHE AMBIENTALI:
Alveo caratterizzato da un substrato a
prevalenza di ciottoli, massi e ghiaia,
costituente un materasso mobile. La
vegetazione riparia, è prevalentemente
arbustiva in riva sinistra e scarsa in riva
destra per effetto di recenti interventi di
regimazione che ne hanno modificato
l’assetto morfologico creando un ampio
terrazzo artificiale. L’ambiente
circostante è sufficientemente naturale in
sponda sinistra, antropizzato in sponda
destra .
39
DATA DI CAMPIONAMENTO:
19/05/2009
Figura 2.6 - Stazione Ghivizzano sul Fiume Serchio
Figura 2.7 - Ubicazione della stazione Ghivizzano sul Fiume Serchio

SCHEDA N.3
FIUME: Serra
BACINO: Versilia
40
STAZIONE: Fosso di Rimone*
COMUNE: Serravezza LOCALITA’: C. Ricci CODICE: SVSR12
ALTITUDINE: 177 m s.l.m. DISTANZA DALLA SORGENTE:
2,61 Km
CARATTERISTICHE AMBIENTALI:
Alveo a substrato roccioso e ciottoloso
con depositi di sabbia e limo di origine
estrattiva; acque limpide e ossigenate che
scorrono con andamento a piccoli salti e
pozze; vegetazione riparia
prevalentemente arbustiva; territorio
circostante naturale.
* La stazione non appartiene alla rete di
monitoraggio regionale
Figura 2.9 - Ubicazione della stazione Fosso di Rimone sul Torrente Serra
DATA DI CAMPIONAMENTO:
14/07/2009
Figura 2.8 - Stazione Fosso di Rimone sul Torrente Serra

SCHEDA N.4
FIUME: Serra
BACINO: Versilia
41
STAZIONE: Parco dei Bimbi
COMUNE: Serravezza LOCALITA’: Serravezza CODICE: MAS027
ALTITUDINE: 110 m s.l.m. DISTANZA DALLA SORGENTE:
4,3 Km
CARATTERISTICHE AMBIENTALI:
Il tratto di Torrente in esame attraversa
una zona urbanizzata, prevalentemente
sviluppata sulla sua destra idrografica;
sulla sinistra la continuità col versante
montano è interrotta dal muro di
contenimento e dalla viabilità adiacente. A
monte sono presenti attività estrattive di
materiale lapideo e scarichi di reflui
domestici.
DATA DI CAMPIONAMENTO:
10/09/2009
Figura 2.10 - Stazione Parco bimbi sul Torrente Serra
Figura 2.11 - Ubicazione della stazione Parco bimbi sul Torrente Serra

SCHEDA N.5
FIUME: Vezza
BACINO: Versilia
42
STAZIONE: 250 m. a monte
della confluenza con il C.
Giardino
COMUNE: Serravezza LOCALITA’: Ruosina CODICE: SVVZ01
ALTITUDINE: m 110 s.l.m. DISTANZA DALLA SORGENTE:
7 Km
CARATTERISTICHE AMBIENTALI:
Alveo prevalentemente roccioso, con rari
accumuli di materiale a granulometria
fine, delimitato da manufatti di
contenimento a difesa della viabilità e
dell’abitato; vegetazione riparia assente;
acque prevalentemente limpide;
ambiente circostante moderatamente
urbanizzato; pressioni prevalenti
rappresentate da scarichi urbani; attività
industriali di lavorazione lapidea.
DATA DI CAMPIONAMENTO:
23/04/2009
Figura 2.12 - Stazione sul Torrente Vezza - A monte del Canale
Giardino
Figura 2.13 - Ubicazione della stazione sul Torrente Vezza-A monte del Canale Giardino

SCHEDA N.6
COMUNE: Serravezza-
Stazzema
FIUME: Vezza
BACINO: Versilia
43
STAZIONE: Discesa Alveo Cava
LOCALITA’: Cava di Burrone CODICE: MAS028
ALTITUDINE: 61 m s.l.m. DISTANZA DALLA SORGENTE:
10 Km
CARATTERISTICHE AMBIENTALI:
Il Torrente Vezza nel tratto in studio, e
comunque per un lungo tratto anche a
monte ed a valle, è caratterizzato da un
muro di contenimento lungo la sponda
destra, a protezione della Strada
Provinciale della Marina. La sponda sinistra
risulta invece in continuità col versante
montano, caratterizzato da urbanizzazione
sparsa e residui di attività estrattive.
Le principali pressioni ambientali, se
escludiamo la forte artificializzazione delle
rive, sono rappresentate da attività di
segagione del materiale lapideo
caratteristico dell’intera vallata.
DATA DI CAMPIONAMENTO:
23/04/2009
Figura 2.14 - Stazione sul Torrente Vezza-Discesa alveo cava
Figura 2.15 - Ubicazione della stazione sul Torrente Vezza-Discesa alveo cava

2.2 CAMPIONAMENTI
I campionamenti sono stati effettuati nell’arco di tempo compreso tra i mesi di
aprile e settembre 2009, durante il periodo idrologico di morbida/magra. In
totale sono state campionate 6 stazioni. In ciascuna delle sei stazioni è stato
applicato sia il metodo IBE che il metodo MacrOper. Su una di queste (Fosso di
Rimone sul Torrente Serra), che peraltro non appartiene alla rete di
monitoraggio regionale, è stato effettuato un secondo campionamento per
verificare un possibile metodo di stima delle abbondanze.
2.2.1 Il metodo IBE
Come già accennato, l’indice IBE deriva dal “Trent Biotic Index” (WOODIWISS,
1964), aggiornato come “Extended Biotic Index-E.B.I.” (WOODIWISS, 1978) e
adattato per una applicazione standardizzata ai corsi d’acqua italiani (GHETTI e
BONAZZI, 1981; GHETTI, 1995) fino ad assumere l’attuale nome di Indice Biotico
Esteso (GHETTI, 1997).
Il metodo si fonda concettualmente sul confronto fra la composizione della
comunità di macroinvertebrati “presente” in un determinato tratto di fiume e
la composizione della comunità “attesa”. L’indice prevede una scala di valori,
raggruppabili in 5 Classi di qualità, che va da 0 a 15. I valori decrescenti
dell’indice vanno dunque intesi come un progressivo allontanamento dalla
condizione “ottimale o attesa”, definita dalla composizione della comunità che,
in condizioni di “buona efficienza dell’ecosistema”, dovrebbe colonizzare quella
determinata tipologia fluviale (GHETTI, 1997).
Il campionamento è stato effettuato seguendo la procedura definita da GHETTI
(1997) e procedendo come di seguito sinteticamente descritto.
Il transetto è stato condotto in una sezione di fiume rappresentativa della
tipologia naturale, evitando dunque i manufatti artificiali, e cercando di
esplorare le tipologie di substrato che caratterizzano l’alveo.
Il campionamento è stato effettuato da due operatori, attraversando
controcorrente l’alveo, lungo un transetto obliquo. Lo strumento di
campionamento era costituito da un retino immanicato (Fig. 2.16), che veniva
posizionato in controcorrente e ben appoggiato sul fondo da uno degli
44

operatori, mentre l’altro, posto di fronte all’imboccatura, esplorava
accuratamente il substrato (Fig. 2.17).
Figura 2.16 - Retino immanicato utilizzato per il
campionamento IBE
Retino immanicato
La forma dell’intelaiatura del retino è
quadrata (o rettangolare). Sul lato
superiore della rete è inserito un
manico, avvitabile ed estensibile. La
forma della rete vera e propria è a
cono, con una lunghezza
approssimativa di 0.6-0.8 m. La
dimensione delle maglie della rete è di
500 μm. Nella parte terminale del sacco
è presente un bicchiere di raccolta.
Il metodo IBE non prevede un tempo di raccolta definito; il tempo medio
effettivo di esplorazione del substrato, impiegato durante la presente indagine
è stato pari a 10’-15’, secondo lo standard generalmente utilizzato per la
classificazione ecologica dei corsi d’acqua corrente.
Il materiale raccolto veniva deposto in una vasca di dimensioni adeguate (Fig.
2.18) contenente acqua pulita, in modo da non danneggiare gli organismi
raccolti. L’identificazione e il conteggio avveniva direttamente sul campo, in
quanto gli organismi sono più mobili e quindi facilmente identificabili e
classificabili sulla base di evidenti caratteri morfologici e comportamentali.
45

Figura 2.17 - Campionamento IBE
Figura 2.18 - Vaschetta utilizzata per contenere il materiale raccolto con il campionamento IBE.
I taxa identificati vengono raccolti e conservati in alcol a 70 %, all’interno di un
contenitore adatto, e contemporaneamente registrati sulla scheda di campo.
Il calcolo dell’ I.B.E. richiede la precisa definizione della struttura della comunità
rilevata in un determinato tratto, valutando di essa la ricchezza in taxa, mentre
non richiede la definizione delle densità degli organismi, se non come stima
46

delle abbondanze. A tal fine gli individui vengono contati e conservati
nell’apposito contenitore fino a un numero di 9, dopodiché la loro presenza è
stimata secondo tre classi di abbondanza: raro(I), abbondante(L),
dominante(U). Ciascun taxon, per essere considerato valido al fine del calcolo
dell’indice, deve superare una soglia di presenza minima predefinita dal
metodo, al di sotto della quale esso sarà scartato, in quanto presente per
effetto del drift.
Il valore dell’I.B.E. veniva calcolato in via preliminare direttamente sul campo e,
successivamente, verificato in laboratorio. Gli organismi, separati durante
l’attività di campo e fissati in alcol a 70°, venivano trasportati in laboratorio per
una classificazione definitiva con l’uso di strumenti ottici adeguati (microscopio
stereo e a luce trasmessa) (Fig. 2.19) e guide tassonomiche specifiche
(CAMPAIOLI et al., 1994; RUFFO, 1977-1985, SANSONI, 1988b; TACHET et al., 2000). Si
procedeva quindi alla stesura della scheda definitiva e ad una ulteriore analisi
della struttura della comunità e, sulla base del complesso delle informazioni
raccolte nella scheda di campo, alla verifica finale del valore dell’indice.
47
Figura 2.19 - Microscopio stereo a luce
trasmessa utilizzato per il riconoscimento dei
macroinvertebrati.

2.2.2 Il metodo MacrOper
Come già accennato, il metodo MacrOper nasce come risposta alle esigenze
dettate dalla Direttiva 2000/60/CE che prevede un campionamento di tipo
quantitativo, in grado di valutare l’abbondanza numerica delle comunità
biologiche e l’applicazione di metodi che siano il più possibile standardizzati, in
modo da garantire la massima confrontabilità dei risultati ottenuti dai diversi
operatori.
Il metodo si basa su un campionamento, di tipo multi habitat proporzionale,
che dovrebbe garantire la conformità del metodo alla Direttiva. La procedura
descritta dagli Autori (BUFFAGNI e ERBA, 2007a) viene di seguito sinteticamente
riportata.
A. Attribuzione Idroecoregione (HER)/Tipo fluviale
Il primo passo da effettuare per l’applicazione del metodo Star_ICMi è
l’identificazione dell’IdroEcoregione (HER), come previsto dalla Direttiva. Da
questa identificazione dipenderanno infatti la superficie da campionare e l’area
di campionamento. Nel presente lavoro l’area di studio appartiene tutta alla
Idroecoregione 10 Appennino Settentrionale (Fig. 2.20).
Figura 2.20 - Idroecoregioni italiane
48

B. Definizione dell’area di campionamento: riffle, pool, generico
Il campionamento prevede che la raccolta del benthos venga effettuata in uno
dei mesohabitat contigui che tipicamente caratterizzano i tratti medi dei corsi
d’acqua come pozze (pool) e raschi (riffle), a seconda della Idroecoregione di
appartenenza. Il campionamento richiede quindi il riconoscimento sul campo
della sequenza riffle/pool. La sequenza riffle/pool si riconosce nel fiume per
essere costituita da due aree contigue che presentano caratteristiche di
turbolenza, profondità, granulometria del substrato e carattere
deposizionale/erosionale comparativamente diverso. L’area di pool presenta
minor turbolenza e substrato a granulometria più fine rispetto all’area di riffle
e, di norma, a prevalente carattere deposizionale: nel complesso può essere
considerata un’area lentica, senza con questo intendere un’area dove la
velocità di corrente sia nulla. L’area di riffle si presenta invece come
caratterizzata da un prevalente carattere erosivo, da una minor profondità e da
una turbolenza più elevata rispetto alla pool: nel complesso si può considerare
come un’area lotica. Per alcune idroecoregioni, tra cui quella Appenninica (HER
10), dove l’alternanza di tali mesohabitat non è sempre ben distinguibile, pur
essendo previsto il campionamento nel pool, è possibile effettuare il campione
in un generico tratto rappresentativo del corso d’acqua.
C. Definizione della superficie di campionamento
Il campionamento dovrà essere effettuato su una superficie complessiva di 1
m² (o 0.5 m²), derivante dalla raccolta di 10 unità di campionamento ciascuna
di area pari a 0.1 m² (o 0.05 m²). La dimensione del campione dipende
dall’Idroecoregione di appartenenza. Nella HER 10 la superficie di una singola
unità di campionamento sarà pari a 0.1 m².
D. Definizione degli strumenti di campionamento
Per la raccolta quantitativa dei macroinvertebrati – necessaria per una corretta
applicazione della WFD - è quindi previsto l’uso del retino Surber (Fig. 2.21). In
alternativa, in ambienti dove la profondità delle acque non consente un idoneo
utilizzo del Surber, potrà essere impiegato un retino immanicato, dotato di una
cornice, posta davanti all’imboccatura della rete, che delimiti l’area prevista per
il campionamento.
49

Rete Surber
Figura - 2.21 Rete Surber utilizzata per il
campionamento MacrOper
50
La rete Surber aperta è fornita di
pareti laterali, di solito metalliche (in
acciaio o in lega di alluminio), che
individuano un’area pari a 0.1 m 2 (o
0.05 m 2 ) ed è aperta sul davanti. La
forma dell’intelaiatura del retino è di
norma quadrata (raramente
rettangolare). Le dimensioni
dell’intelaiatura che definisce l’area di
campionamento possono essere pari
a c.a 0.23 X 0.22m e c.a 0.32 X 0.32 m
per aree unitarie rispettivamente di
0.05 e 0.1 m 2 . Nel nostro caso è stata
utilizzata una rete con intelaiatura di
0.32 X 0.32 m (0,01 m 2 ). La forma
della rete vera e propria è a cono, con
una lunghezza approssimativa di 0.6-
0.8 m. La dimensione delle maglie
della rete è di 500 μm. Nella parte terminale del sacco è presente un bicchiere
di raccolta.
Stima della percentuale di copertura dei diversi microhabitat e allocazione
delle singole repliche
In ciascuna area di campionamento debbono essere censiti gli habitat
prevalenti (Tab. 2.1).

Tabella 2.1 - Lista e descrizione dei principali microhabitat rinvenibili nei fiumi italiani (da BUFFAGNI e ERBA,
2007a, modificato)
Denominazione Dimensioni Sigla
51
Descrizione
Limo/Argilla < 6 μ ARG Substrati limosi, anche con importante componente
organica, e/o substrati argillosi composti da materiale di
granulometria molto fine che rende le particelle che lo
compongo adesive, compattando il sedimento che arriva
talvolta a formare una superficie solida.
Sabbia 6 μ -2 mm SAB Sabbia fine e grossolana
Ghiaia 0.2-2 cm GHI Ghiaia e sabbia grossolana (con predominanza di ghiaia)
Microlithal* 2- 6 cm MIC Pietre piccole
Mesolithal* 6-20 cm MES Pietre di medie dimensioni
Macrolithal* 20-40 cm MAC Pietre grossolane della dimensione massima di un pallone da
rugby
Megalithal* >40 cm MGL Pietre di grosse dimensioni, massi, substrati rocciosi di cui
viene campionata solo la superficie
Artificiale ART Cemento e tutti i substrati immessi artificialmente nel fiume
Igropetrico IGR Sottile strato d'acqua su substrato solido generalmente
ricoperto di muschi
Alghe AL Principalmente alghe filamentose; anche Diatomee o altre
alghe in grado di formare spessi feltri perifitici
Macrofite
sommerse
Macrofite
emergenti
Parti vive di
piante terrestri
(TP)
SO Macrofite acquatiche sommerse. Sono da includere nella
categoria anche muschi, Characeae, etc.
EM Macrofite emergenti radicate in alveo (e.g. Thypha, Carex,
Phragmites )
TP Radici fluitanti di vegetazione riparia (e.g. radici di ontani)
Xylal (legno) XY Materiale legnoso grossolano e.g. rami, legno morto, radici
(diametro almeno pari a 10 cm)
CPOM CP Deposito di materiale organico particellato grossolano
(foglie, rametti)
FPOM FP
Deposito di materiale organico particellato fine
Film batterici BA Funghi e sapropel (e.g. Sphaerotilus, Leptomitus),
solfobatteri (e.g. Beggiatoa, Thiothrix)
1 (le dimensioni indicate si riferiscono all'asse intermedio)

Di norma, la stima della composizione in habitat dovrà essere applicata
nella sola area di pool o in quella di riffle. I singoli habitat devono essere
registrati solo se presenti in percentuale di almeno 10%. Poiché il numero
totale di unità di campionamento deve essere 10, ogni unità corrisponderà ad
una percentuale di copertura pari ad almeno il 10%. Gli habitat presenti in
percentuali di copertura inferiori al 10% non vengono presi in considerazione.
La presenza di ciascun microhabitat dovrà dunque essere registrata sulla
scheda di campo come 10% o multiplo di esso. La somma di tutti gli habitat
registrati deve dare 100%.
E. Campionamento multi habitat proporzionale, quantitativo
Il sito di campionato deve essere rappresentativo di un tratto più ampio del
fiume. Il campionamento inizia nel punto più a valle dell’area oggetto di
indagine e prosegue verso monte, in modo da non disturbare gli habitat che
via, via vengono campionati. Nel caso dell’utilizzo della rete Surber, il
campionamento prevede l’utilizzo delle mani per l’esplorazione del substrato e
la rimozione degli organismi. È importante che la rete sia ben aderente al fondo
e che sia posizionata controcorrente. Se il campionamento è effettuato con
obiettivi particolari, gli organismi raccolti nelle singole unità di campionamento
potranno essere tenuti separati, specialmente se raccolti in aree diverse del
fiume. Altrimenti, le singole unità di campionamento possono essere riversate
in un unico contenitore.
In genere il campione può essere smistato in toto sul campo. Gli individui
raccolti con la rete vengono trasferiti in vaschette e quindi si procede allo
smistamento e alla stima delle abbondanze dei diversi taxa. La stima delle
abbondanze deve avvenire in modo più accurato rispetto a quanto previsto dal
metodo IBE (GHETTI, 1997; APAT e IRSA, 2003), in accordo con le richieste della
WFD. In generale, per tutti i taxa è richiesto che si effettui il conteggio degli
organismi fino alla soglia di dieci individui. Se un taxon è presente con
abbondanze superiori a 10 individui si procederà alla stima numerica della
abbondanza. Potranno essere utilizzate classi numeriche predefinite specificate
per i diversi taxa in relazione al tipo fluviale o all’idro-ecoregione di
appartenenza. Peraltro, si ritiene praticabile – ed in molti casi addirittura più
52

veloce – fornire direttamente un’indicazione del numero effettivo stimato,
anziché limitarsi a valutare la classe di abbondanza. Per la maggior parte dei
taxa, sarà possibile effettuare la stima finale dell’abbondanza direttamente in
campo, mentre per alcuni organismi, quelli che richiedono controlli o
approfondimenti tassonomici, sarà necessaria una verifica in laboratorio.
Una volta identificati gli organismi devono essere fissati in alcool al 90%, in
modo da poter essere portati in laboratorio. Qui gli organismi devono essere
verificati con l’ausilio di strumentazioni ottiche, soprattutto per quanto
riguarda organismi poco noti, la cui presenza possa avere una forte influenza
sul giudizio di qualità.
Il livello di identificazione richiesto per il metodo varia in relazione al tipo di
monitoraggio 3 . Per il monitoraggio operativo il livello di identificazione richiesto
è quello di famiglia, in accordo con quanto ritenuto necessario e sufficiente a
livello europeo per la classificazione di qualità ecologica. Livelli di
identificazione più dettagliati sono richiesti nell’applicazione di altri tipi di
monitoraggio quali il monitoraggio di sorveglianza o nella caratterizzazione dei
siti di riferimento.
Applicazione della procedura
Durante la fase di campionamento effettuata nell’ambito della presente
indagine sono stati impiegati da 3 a 4 operatori esperti; due operatori si sono
dedicati alla stima della presenza in % dei vari microhabitat (Fig. 2.22), in modo
da condividere il risultato ottenuto, successivamente gli stessi hanno effettuato
le 10 unità di campionamento (U.C.) previste dal metodo. Gli altri due
operatori, se entrambi presenti, procedevano al campionamento IBE ed al
rilievo di altri dati necessari alla caratterizzazione del tratto prescelto. Tutti gli
operatori venivano poi impegnati nelle fasi di raccolta e identificazione degli
organismi.
3 La Direttiva 2000/60/CE prevede infatti tre tipi di monitoraggio (operativo, di sorveglianza e di indagine)
applicabili in relazione allo stato e agli obbiettivi da raggiungere per ciascun corpo idrico
53

Non è sempre stato possibile campionare nelle aree di pool, come previsto dal
metodo, poiché spesso il livello dell’acqua risultava troppo elevato per l’utilizzo
del retino surber o perché la tipologia prevalente era di tipo generico.
Per ogni U.C. è stato utilizzato un tempo predefinito che consentisse di
esplorare adeguatamente il substrato e al contempo standardizzare il più
possibile il campionamento; il tempo fissato era di 2’ per ogni U.C. per un totale
effettivo di 20’ a stazione (Fig. 2.23). Per quanto riguarda il megalithal, è stato
campionata la superficie del masso; nei microhabitat mesolithal e macrolithal,
è stata esplorata la superficie dei ciottoli/massi, ispezionandoli accuratamente,
ed inoltre è stato esplorato anche il sedimento sottostante ad essi. Infine in
microlithal e ghiaia è stato smosso e lavato il substrato fine.
Nel presente studio, le 10 U.C. sono state tenute separate (Fig. 2.24), al fine di
rendere possibile l’eventuale confronto tra le comunità restituite dai diversi
microhabitat. Per ciascuna U.C. sono stati eseguiti l’identificazione e il
conteggio completo di tutti i taxa presenti, giungendo fino al livello
tassonomico previsto per il metodo IBE (famiglia e genere), in modo da poter
effettuare le possibili comparazioni tra i risultati ottenuti con i due metodi.
Gli organismi sono stati conservati separatamente per ciascuna unità di
campionamento, fino ad un massimo di 10 individui per ciascun taxon, in modo
da poterne confermare in laboratorio la classificazione sistematica. Gli
organismi sono stati fissati in alcool a 70°.
In un’unica stazione (Torrente Serra - Fosso di Rimone) è stato eseguito un
secondo campionamento con il metodo multihabitat proporzionale, senza
tener separate le 10 U.C. Queste sono state invece raccolte in un unico
contenitore e da questo, dopo una accurata pulizia del campione dal materiale
grossolano (ciottoli, foglie, detrito, ecc.) e adeguata mescolatura, sono stati
ricavati 4 sub campioni. Per ogni sub campione è stato eseguito un conteggio
completo, al fine di valutare il possibile errore derivato dall’utilizzo dei sub
campioni.
54

Figura 2.22 - Operatori impegnati nella stima della percentuale della copertura dei diversi microhabitat nella
stazione Fosso di Rimone sul Torrente Serra
Figura 2.23 - Operatori impegnati nel campionamento di tipo multihabitat proporzionale con rete Surber
55

a b
c d
Figura 2.25 - Posizionamento della Rete Surber su diversi tipi di substrato: a. microlithal, b. mesolithal, c.
macrolithal, d. megalithal.
56
Figura 2.24 - Vaschette
numerate contenenti i
campioni raccolti nelle
dieci unità di
campionamento del
campionamento di tipo
multihabitat
proporzionale

Altri materiali necessari al campionamento
Di seguito è riportato l’elenco di tutti i materiali necessari al campionamento:
Stivali di gomma tutta coscia o a salopette;
guanti di gomma spessa (lunghezza 70 cm)
Rete Surber
Retino immanicato
Secchi
Vaschette bianche per lo smistamento, possibilmente con fondo a righe
per facilitare lo smistamento
Provette con tappo a tenuta.
Spruzzette da 500 ml per l’alcool
Alcool 70%
Pinzette in acciaio
Schede di campo
Lenti d’ingrandimento
Fotocamera
57

2.3 Gli indici di qualità
2.3.1 L’indice IBE
Il calcolo dell’indice IBE prevede l’utilizzo di una tabella a due entrate (Fig. 2.26)
La definizione del valore dell’indice è fondata su due tipi di indicatori: la
presenza dei taxa più esigenti in termini di qualità e la ricchezza totale in taxa
della comunità. La tabella è stata tarata per consentire il calcolo dell’indice, in
modo omogeneo e comparabile, su differenti tipologie di acque correnti. In
ogni tipologia analizzata la scala dei valori di indice rileva in modo armonico
successivi livelli dello stato di qualità, da una condizione “ottimale” ad una
condizione di “massimo degrado”.
Figura 2.26 - Tabella a doppia entrata per il calcolo del valore di IBE
58

In ordinata sono riportati alcuni gruppi di macroinvertebrati che, dall’alto verso
il basso, riflettono una sempre minore sensibilità ai fattori di alterazione della
qualità dell’ambiente. In ascissa sono invece riportati degli intervalli numerici
che fanno riferimento al numero totale di Unità Sistematiche rinvenute nella
stazione di campionamento.
Le Unità Sistematiche possono corrispondere al Genere o alla Famiglia, a
seconda dei Gruppi Faunistici (Fig. 2.27).
Figura 2.27 - Limiti obbligati per la definizione delle Unità Sistematiche (U.S.) nel calcolo dell'IBE
Il totale delle “Unità sistematiche” trovate in una determinata stazione
determina la “ricchezza in U.S.” della stessa.
Il valore di indice è dato dal valore corrispondente alla casella che si trova
all’incrocio della riga di entrata orizzontale con la colonna di entrata verticale.
59

I valori di IBE sono raggruppati in 5 Classi di Qualità (C.Q.), ciascuna individuata
da un numero romano. Queste classi consentono di rappresentare la qualità
dei corsi d’acqua mediante 5 intervalli di giudizio, più ampi e quindi meno
soggetti a errore in una valutazione cosi complessa. Inoltre le 5 classi di qualità
possono essere facilmente visualizzate in cartografia mediante colori
convenzionali (azzurro, verde, giallo, arancione e rosso) (Fig. 2.28).
Figura 2.28 - Tabella riassuntiva delle classi di qualità individuate per ciascun valore di IBE.
2.3.2 L’indice Star_ICMi
Lo Star_ICMi (STAR Intercalibration Common Metric Index) utilizzato nel
metodo MacrOper è un indice multimetrico composto da sei metriche
opportunamente normalizzate e ponderate (BUFFAGNI e ERBA, 2007c, BUFFAGNI et
al., 2008). Tali metriche includono i principali aspetti che la Direttiva Quadro
chiede di considerare. Le sei metriche sono: ASPT, Log10(sel_EPTD+1), 1-GOLD,
Numero di Famiglie di EPT, Numero totale di Famiglie e indice di diversità di
Shannon-Weiner (Tab. 2.2). Il livello di identificazione richiesto è la Famiglia.
60

Tabella 2.2 - Metriche che compongono lo Star_ICMi e peso loro attribuito nel calcolo (da BUFFAGNI e ERBA,
2007c, modificato).
Tipo di
informazione
Tipo di
metrica
Nome della
Metrica
Taxa considerati nella
metrica
Tolleranza Indice ASPT Intera comunità (livello di
famiglia)
Abbondanza/Habitat Abbondanza Log10(sel_EPTD+1) Log10 (somma di
Heptageniidae, Ephemeridae,
Leptophlebiidae,
Brachycentridae, Goeridae,
Polycentropodidae,
Limnephilidae, Odontoceridae,
Dolichopodidae, Stratyomidae,
Dixidae, Empididae,
Athericidae e Nemouridae +1)
Ricchezza/Diversità
Abbondanza 1-GOLD 1- (Abbondanza relativa di
Gastropoda, Oligochaeta e
Diptera)
Numero Taxa Numero Totale di
Famiglie
Numero Taxa Numero di Famiglie
di EPT
Indice
Diversità
Indice di diversità di
Shannon-Wiener
Somma di tutte le famiglie
presenti nel sito
Somma delle famiglie di
Ephemeroptera, Plecoptera e
Trichoptera
61
Rif.
Bibliografico
e.g. ARMITAGE et
al., 1983
BUFFAGNI et al.,
2004; BUFFAGNI e
ERBA, 2004
0,333
0,266
PINTO et al., 2004 0,067
e.g. OFENBÖCK
et al., 2004
e.g. OFENBÖCK
et al., 2004;
BÖHMER et al.,
2004
e.g. HERING et al.,
2004; BÖHMER et
al., 2004
Come è evidenziato nella tabella, le metriche sono raggruppate in tre categorie,
in accordo con le indicazioni della Direttiva Quadro: Tolleranza,
Abbondanza/Habitat, e Ricchezza/Diversità. Alle singole metriche è attribuito
un peso diverso, mentre le tre categorie generali di metriche ricevono ciascuna
lo stesso peso (0,333).
Una volta calcolate, tutte le metriche devono essere normalizzate, cioè il valore
osservato deve essere diviso per il valore della metrica che rappresenta le
condizioni di riferimento. La normalizzazione garantisce la comparabilità dei
risultati ottenuti in aree diverse, dato che la composizione faunistica, e quindi il
valore assoluto delle singole metriche, possono risultare molto diversi tra
idroecoregioni e tra tipi fluviali differenti. Inoltre, in accordo con la WFD, è
necessario esprimere lo stato ecologico in termini di Ecological Quality Ratio
0,167
0,083
0,083
Peso

(EQR). I valori di indice rappresentativi della qualità ecologica devono essere
riportati ad una scala ideale da 0 a 1, dove 0 rappresenta il minor valore
ottenibile mentre 1 corrisponde alla migliore situazione osservabile. Un
ulteriore concetto per derivare i valori di EQR è la necessità di confrontare i
singoli valori osservati, e.g. per un dato sito, con le condizioni di riferimento
precedentemente stabilite, nei termini di un rapporto Osservati/Attesi
(BUFFAGNI e ERBA, 2007, BUFFAGNI et al., 2008)).
L’indice Multimetrico finale (Star_ICMi) è ottenuto dalla somma delle sei
metriche normalizzate, ciascuna delle quali è moltiplicata per il proprio peso.
Per quanto riguarda la metrica ASPT, prima di dividere il valore osservato per il
valore di riferimento, si deve sottrarre preventivamente il valore 2 al valore
grezzo della metrica stessa. Si è infatti osservato che tale metrica generalmente
non raggiunge un valore inferiore a 2. Dopo il calcolo della media ponderata
delle sei metriche, i valori risultanti vengono nuovamente normalizzati sul
valore mediano di Star_ICMi osservato per i siti di riferimento per ricondurre ad
un ambito di variazione comune le situazioni rinvenibili in aree e circostanze
differenti.
Il calcolo delle metriche componenti l’indice Star_ICMi è stato effettuato
tramite il software sviluppato dal CNR-IRSA e dall’Università della Tuscia
(BUFFAGNI e BELFIORE, 2007), seguendo le istruzioni riportate nel Notiziario dei
Metodi Analitici n.1 dell’IRSA-CNR (2007). La normalizzazione delle metriche sui
valori di riferimento è stata invece effettuata manualmente. I valori di
riferimento utilizzati sono stati estratti dall’Allegato I della bozza del decreto
specifico 4 . Nell’Allegato vengono riportati l’elenco dei Tipi Fluviali presenti in
Italia centrale (Tab. 2.3) e i valori di riferimento per le metriche componenti e
per lo Star_ICMi (da BELFIORE et al., 2009). In tabella vengono anche indicati i
limiti di classe. I valori sono riportati in funzione dell’area si effettua la raccolta
dei macroinvertebrati: per aree di pool, riffle o campionamento generico (Tab.
2.4).
4 Regolamento recante , predisposto ai sensi dell’articolo 75, comma 3, del medesimo decreto legislativo.
62

Tabella 2.3 - Elenco dei tipi fluviali presenti in Italia centrale e inclusi nel sistema MacrOper (da BELFIORE et al.,
2009)
ORD Area reg. Idroecoregione Nome
Idroecoregione
C_4 10TO 10 Appennino
Settentrionale
C_7 10TO 10 Appennino
Settentrionale
C_9 10TO 10 Appennino
Settentrionale
63
Classe di Distanza dalla
Sorgente / Morfologia
cod. tipo Macrotipo
0-5 km - molto piccolo 10SS1 M1
5-25 km – piccolo 10SS2 M1
25-75 km - medio 10SS3 M4
Tabella 2.4 - Valori di riferimento per le metriche componenti e per lo Star_ICMi nei tipi fluviali dell’Italia
centrale inclusi nel sistema MacrOper (da BELFIORE et al., 2009). In tabella vengono anche indicati i limiti di
classe. I valori sono riportati in funzione di dove si effettui la raccolta dei macroinvertebrati: per aree di
pool, riffle o campionamento generico.
ORD
mesohabitatstagione
ASPT
N_Fam
N_EPT_Fam
1-GOLD
Shannon Diversity
C_4 generico 6.81 32.00 15.00 0.79 2.35 2.44 1.00 0.97 0.72 0.48 0.24
C_7 generico 6.81 32.00 15.00 0.79 2.35 2.44 1.00 0.97 0.72 0.48 0.24
C_9 riffle 6.77 28.50 15.50 0.75 2.27 2.30 1.01 0.94 0.70 0.47 0.24
Appartengono al Tipo Fluviale C_4 le stazioni “Fosso di Rimone” e “Parco
Bimbi” sul Torrente Serra; le due stazioni sul Vezza, “A monte del Canale
Giardino” e “Discesa alveo cava”, e la stazione “Petrognano” sul Fiume Serchio
appartengono al Tipo Fluviale C_7; infine la stazione “Ghivizzano” sul Fiume
Serchio appartiene al Tipo Fluviale C_9.
log(SelEPTD+1)
STAR_ICMi
Elevato/Buono
Buono/Sufficiente
Sufficiente/Scarso
Scarso/Cattivo

3. RISULTATI
L’esposizione dei risultati ottenuti nell’ambito del presente lavoro è stata
organizzata in modo tale da presentare in una prima sezione (“Struttura delle
comunità”) i dati relativi alla composizione della comunità campionata,
mettendo a confronto la struttura ottenuta con il campionamento su transetto
(metodo IBE) rispetto a quella individuata con il campionamento di tipo
multihabitat proporzionale (metodo MacrOper). Inoltre vengono analizzate le
comunità campionate nei diversi microhabitat, al fine di valutarne le eventuali
differenze.
In una seconda sezione (“Calcolo degli indici di qualità”), sono illustrati i dati
relativi alle classi di qualità individuate per ciascuna stazione, con entrambi i
metodi utilizzati, e viene presentato un tentativo di individuare modalità di
valutazione delle abbondanze ai fini dell’indice Star_ICMi.
3.1 Struttura delle Comunità
I risultati dei campionamenti sono stati elaborati per ciascuna stazione
separatamente, raccogliendo nelle rispettive tabelle. I valori ottenuti con il
metodo IBE e con il metodo MacrOper. Per ciascuna stazione viene riportato
l’elenco dei taxa rilevati e il numero degli individui raccolti in ciascun
microhabitat e complessivamente.
In primo luogo sono state evidenziate le differenze emerse tra i due metodi di
indagine, attraverso il confronto tra i taxa campionati e le loro abbondanze. Per
quanto riguarda il campionamento di tipo multihabitat proporzionale i dati
sono relativi al conteggio totale degli organismi raccolti; per il campionamento
IBE, che invece prevede il conteggio degli organismi solo fino a 10 individui,
oltre il quale è prevista una stima delle abbondanze suddivise in 3 classi (I, L, U),
al fine di quantificare le presenza dei vari taxa all’interno della comunità, i
simboli delle abbondanze assegnati a ciascun taxon sono stati convertiti in
valori numerici, sulla base del “giudizio esperto” (BALDACCINI et al., 2009). In tale
procedura si tiene conto della frequenza tipica di ciascun taxon considerato
65

all’interno della comunità, nella consapevolezza che il numero ottenuto è
comunque calcolato per difetto ed è puramente indicativo.
In secondo luogo sono state invece evidenziate le eventuali differenze che
possono emergere tra le comunità individuate nei diversi microhabitat censiti
all’interno di una stessa stazione. Tali comunità sono state confrontate per
quanto riguarda la composizione percentuale in taxa. Inoltre, si è ritenuto
opportuno confrontare tra loro alcuni parametri, quali: il numero di taxa, il
numero di individui e l’indice di Shannon. Poiché per ciascuna stazione erano
disponibili, in totale, dieci unità di campionamento, che, suddivise
proporzionalmente per i microhabitat presenti nel sito, hanno fornito un
numero di repliche abbastanza esiguo per ciascun microhabitat, non è stato
possibile effettuare un confronto basato su elaborazioni statistiche dei dati.
Sono stati quindi costruiti box plot a cui attribuire un valore puramente
descrittivo.
Con una ulteriore elaborazione sono stati invece raggruppati i dati provenienti
da microhabitat identici di 4 stazioni diverse, in modo da avere a disposizione
un numero di dati congruo per un’analisi statistica. In uno studio di COSTA e
MELO (2007), sono stati confrontati 12 campioni di macroinvertebrati prelevati
in tre corsi d’acqua diversi; in ciascun corso d’acqua, sono stati raccolti
campioni in quattro diverse tipologie di microhabitat. I 12 campioni sono poi
stati confrontati per quanto riguarda la ricchezza in taxa, e risultati hanno
dimostrato come i campioni raccolti in microhabitat uguali di siti diversi fossero
più simili l’uno con l’altro rispetto a campioni ottenuti in microhabitat diversi di
uno stesso sito. Di conseguenza si è ritenuto plausibile confrontare
microhabitat uguali di stazioni diverse, con la precauzione di esaminare
solamente le stazioni aventi medesima classe di qualità.
Nel nostro caso abbiamo dunque preso in considerazione le stazioni di:
Petrognano, Ghivizzano, Parco Bimbi e Vezza-A monte del Canale Giardino, le
quali corrispondono tutte ad una II^ classe di qualità, secondo il metodo IBE.
Abbiamo poi preso in considerazione i microhabitat meglio rappresentati in
termini numerici, e cioè: mesolithal (17 U.C.), megalithal (13 U.C.) e macrolithal
(7 U.C.).
66

Per l’elaborazione dei dati è stato scelto l’utilizzo di statistiche non
parametriche, idonee anche per campioni non caratterizzati da distribuzione
gaussiana. Nel nostro caso abbiamo utilizzato il test U di Mann-Whitney-
Wilcoxon o “della somma dei ranghi” (WILCOXON, 1945; MANN e WHITNEY, 1947).
Questo test è utilizzato per comparare le mediane di due campioni
indipendenti. L’ipotesi nulla è che i due campioni messi a confronto siano stati
presi dalla stessa popolazione e quindi abbiano la stessa mediana (FOWLER e
COHEN, 1993).
Stazione n.1 Fiume Serchio-Petrognano
Nella stazione di Petrognano sono stati evidenziati, con il campionamento di
tipo multihabitat proporzionale, 5 microhabitat diversi, così rappresentati: 30%
macrolithal, 30% mesolithal, 20% megalithal, 10% alghe e 10% microlithal. Nel
rispetto delle proporzioni previste dal metodo sono state quindi effettuate le
rispettive unità di campionamento, così come riportato in Tab. 3.1.
67

Tabella 3.1 - Elenco dei taxa rilevati nella stazione "Petrognano" sul Fiume Serchio, secondo il metodo MacrOper e il metodo IBE. I taxa censiti con metodo MacrOper sono suddivisi nelle 10 unità di
campionamento raccolte nella stazione; per il metodo IBE sono riportati presenza e abbondanza (l’asterisco indica che il taxon è considerato come drift e comunque non valido per il calcolo dell’indice IBE ).
68
MacrOper
ORDINE FAMIGLIA GENERE MGL1 MGL2 MAC 3 MAC4 MAC5 MES6 MES7 MES8 MIC9 AL10 TOTALE PRESENZA ABBONDANZA
PLECOTTERI Leuctridae Leuctra 1 2 1 1 1 1 7 2 *
Nemouridae Amphinemoura 1 1
Protonemoura 1 8 3 2 6 3 1 24 > I
Chloroperlidae Chloroperla 1 1 2
Perlodidae Isoperla 1 1 2
EFEMEROTTERI Baetidae Baetis 4 13 15 12 9 4 39 8 9 4 117 > I
Caenidae Caenis
TRICOTTERI Rhyacophilidae
Ephemerellidae Ephemerella
Heptageniidae Epeorus
Hydropsychidae
Sericostomatidae
Ecdyonurus
Rhithrogena
1 1
1 7
12
3 3
2 4
6 4 21 9 1 2 55 > I
2
4 1 1
3 1
1 6 3 6 1 11 7
2 5 11
1
10 7 1
1 2
IBE
6 2 *
16 6 I
4 2 *
35 > I
36 > I
Psychomyidae
1
COLEOTTERI Elmidae 1 4 3 1 6 1 2 9 6 4 37 10 I
Gyrinidae
1
DITTERI Chironomidae 654 228 530 298 197 277 320 598 74 533 3709 > U
Simuliidae
2 24 45 34 3 1 7 1
117 > I
Tabanidae
Ceratopogonidae
OLIGOCHETI Lumbricidae
3
1
1
3
1 1 4
4
4
9 8 I
1 1 I
Naididae 12 11 579 283 98 222 459 122 363 74 2223 > L
TOTALE IND 671 262 1194 653 376 513 880 777 466 621
6413
*
I

Per quanto riguarda il confronto tra i due metodi, è possibile effettuare le
seguenti osservazioni:
- Il numero totale di taxa campionati con il metodo MacrOper è superiore a
quello raccolto con il metodo IBE; con il primo sono stati rilevati 21 taxa, di cui
2 rappresentati da un solo individuo, mentre con il secondo sono stati contati
17 taxa, di cui 3 rappresentati da un solo individuo (Tab. 3.2).
- Considerando la composizione totale della comunità campionata, possiamo
osservare nell'IBE la presenza di 3 taxa che sono assenti nel MacrOper:
Ecdyonurus, Psycomydae, Gyrinidae, mentre nel MacrOper sono presenti 8
taxa, assenti nell'IBE : Ceratopogonidae, Caenis, Rhitrogena, Sericostomatidae,
Tabanidae, Chloroperla, Isoperla, Amphinemoura. Inoltre i taxa
numericamente più abbondanti sono simili nelle due comunità.
Tabella 3.2 - Elenco dei taxa e rispettive abbondanze rilevati con metodo MacrOper e metodo IBE. Per i taxa
raccolti con il metodo IBE che superavano il numero di 10 individui l’abbondanza è stimata con “giudizio
esperto”. Stazione Petrognano.
MacrOper ABBONDANZA
IBE
N. TAXA
CONTATA
N. TAXA ABBONDANZA STIMATA
1 Chironomidae 3709 1 Chironomidae 240
2 Naididae 2223 2 Naididae 40
3 Baetis 117 3 Baetis 30
4 Simuliidae 117 4 Ephemerella 30
5 Ephemerella 55 5 Hydropsychidae 30
6 Elmidae 37 6 Simuliidae 30
7 Hydropsychidae 36 7 Rhyacophilidae 20
8 Rhyacophilidae 35 8 Elmidae 10
9 Protonemoura 24 9 Protonemoura 10
10 Ecdyonurus 16 10 Ceratopogonidae 8
11 Ceratopogonidae 9 11 Ecdyonurus 6
12 Leuctra 7 12 Leuctra 2
13 Epeorus 6 13 Epeorus 2
14 Caenis 4 14 Rhithrogena 2
15 Rhithrogena 4 15 Psychomyidae 1
16 Sericostomatidae 4 16 Gyrinidae 1
17 Tabanidae 4 17 Lumbricidae 1
18 Chloroperla 2
19 Isoperla 2
20 Amphinemoura 1
21 Lumbricidae 1
69

Al fine di confrontare la distribuzione dei popolamenti dei diversi microhabitat
rinvenuti nella stazione, sono state calcolate le composizioni percentuali in
taxa di ciascun microhabitat (Tab. 3.3). La composizione percentuale è stata
calcolata sul totale dei taxa rinvenuti in ciascuno dei microhabitat uguali.
Osservando i risultati di tale elaborazione (Fig. 3.1) emerge come, nonostante
i taxa prevalenti siano rappresentati da Naididae e Chironomidae in tutti i
microhabitat censiti, essi sono distribuiti in modo variabile a seconda dei
diversi substrati: i Chironomidae costituiscono quasi il totale della comunità
nel megalithal, e una buona percentuale nelle alghe; nel macrolithal e nel
mesolithal Chironomidae e Naididae costituiscono ciascuno circa la metà della
comunità, e infine nel microlithal i Naididae prevalgono nettamente sui
Chironomidae e sul resto della comunità.
Tabella 3.3 - Composizione percentuale in taxa (Famiglia o Genere) delle comunità dei diversi microhabitat
ottenute sommando i popolamenti dei microhabitat uguali. Stazione Petrognano.
TAXA MAC TAXA MES TAXA MIC
Chironomidae 46.11% Chironomidae 55.07% Naididae 77.90%
Naididae 43.18% Naididae 37.00% Chironomidae 15.88%
Simuliidae 4.63% Baetis 2.35% Baetis 1.93%
Baetis 1.62% Ephemerella 1.57% Elmidae 1.29%
Ephemerella 0.81% Rhyacophilidae 0.88% Ceratopogonidae 0.86%
Hydropsychidae 0.81% Hydropsychidae 0.78% Tabanidae 0.64%
Rhyacophilidae 0.67% Elmidae 0.55% Leuctra 0.21%
Protonemoura 0.58% Simuliidae 0.51% Protonemoura 0.21%
Elmidae 0.45% Protonemoura 0.41% Chloroperla 0.21%
Ecdyonurus 0.40% Ecdyonurus 0.23% Ephemerella 0.21%
Epeorus 0.27% Rhithrogena 0.18% Ecdyonurus 0.21%
Leuctra 0.13% Sericostomatidae 0.14% Hydropsychidae 0.21%
Ceratopogonidae 0.13% Leuctra 0.09% Simuliidae 0.21%
Amphinemoura 0.04% Isoperla 0.09%
Caenis 0.04% Ceratopogonidae 0.09%
Sericostomatidae 0.04% Tabanidae 0.05%
Lumbricidae 0.04%
TAXA MGL TAXA AL
Chironomidae 94.53% Chironomidae 85.83%
Naididae 2.47% Naididae 11.92%
Baetis 1.82% Baetidae 0.64%
Elmidae 0.54% Elmidae 0.64%
Simuliidae 0.21% Caenidae 0.32%
Protonemoura 0.11% Ephemerellidae 0.32%
Caenis 0.11% Leuctridae 0.16%
Ecdyonurus 0.11% Chloroperlidae 0.16%
Rhyacophilidae 0.11%
70

Figura 3.1 - Grafici a torta rappresentanti la composizione percentuale in taxa delle comunità rinvenute nei
diversi microhabitat campionati nella stazione Petrognano (Fiume Serchio). Nel grafico non sono riportati i
nomi dei taxa con presenza inferiore a 1%.
Sempre con l’obiettivo di analizzare le eventuali differenze tra i popolamenti
dei microhabitat presenti nel sito, è stato effettuato un confronto grafico sulla
base di alcuni parametri (numero di taxa, numero di individui e Indice di
Shannon) (Fig. 3.2). I due microhabitat microlithal e alghe non sono stati
rappresentati in quanto consistono in una sola unità di campionamento.
71

Emerge una sensibile differenza tra il megalithal e gli altri due microhabitat
(mesolithal e macrolithal), sia per quanto riguarda il numero di taxa, che per
quanto riguarda l’indice di Shannon, come si vede dal valore della media e dai
valori della deviazione standard. Come già accennato in precedenza, non è
stato possibile eseguire dei test statistici a causa dell’esiguità dei dati,
intrinseca nel tipo di raccolta del campione.
72

Figura 3.2 - Box-plot relativi al confronto tra i popolamenti di diversi microhabitat sulla base di tre
parametri: numero di taxa, numero di individui, Indice di Shannon. Il grafico rappresenta per ciascun
microhabitat la media dei valori, la deviazione standard e l’errore standard, gli Outlier 5 e gli Estremi 6 .
Stazione Petrognano.
5 Outlier. Un punto è indicato come outlier se valgono le condizioni seguenti:
valore del punto > VSB + c.o.*(VSB - VIB) o valore del punto < VIB - c.o.*(VSB - VIB)
dove: VSB è il valore superiore del box nel box plot (per es., media + err.std. o il 75mo percentile),
VIB è il valore inferiore del box nel box plot (per es., media - err.std. o il 25mo percentile),
c.o. è il coefficiente di outlier pari a 1.5
6 Estremi. un punto è indicato come valore estremo se valgono le condizioni seguenti:
valore del punto > VSB + 2*c.o.*(VSB - VIB) o valore del punto < VIB - 2*c.o.*(VSB - VIB)
dove: VSB è il valore superiore del box nel box plot (per es., media + err.std. o il 75mo percentile).
VIB è il valore inferiore del box nel box plot (per es., media - err.std. o il 25mo percentile).
c.o. è il coefficiente di outlier pari a 1.5, quindi, i valori estremi sono quelli che sono esterni all'intervallo di 3 volte la lunghezza
dell'intervallo dal valore superiore a quello inferiore del box.
73

Stazione n.2 Fiume Serchio - Ghivizzano
Nel caso della stazione di Ghivizzano, sono stati individuati due microhabitat:
mesolithal nella proporzione dell’80% e macrolithal nella proporzione del 20%.
Delle dieci unità di campionamento dunque, due sono state effettuate nel
macrolithal e 8 nel mesolithal (Tab. 3.4).
74

Tabella 3.4 - Elenco dei taxa rilevati nella stazione "Ghivizzano" sul Fiume Serchio, secondo il metodo MacrOper e il metodo IBE. I taxa censiti con metodo MacrOper sono suddivisi nelle
10 unità di campionamento raccolte nella stazione; per il metodo IBE sono riportati presenza e abbondanza (l’asterisco indica che il taxon è considerato come drift e comunque non
valido per il calcolo dell’indice IBE)
75
MacrOper IBE
ORDINE FAMIGLIA GENERE MAC1 MAC2 MES3 MES4 MES5 MES6 MES7 MES8 MES9 MES10 PRESENZA ABBONDANZA
PLECOTTERI Leuctridae Leuctra 2 4 6 5 1 11 1 2 1 33 9 I
Nemouridae Protonemoura 1 1 7 I
Nemoura 1 1 2 *
Heptageniidae Dictiogenus 1 1
EFEMEROTTERI Baetidae Baetis 70 34 15 24 19 35 38 39 25 36 335 > I
Caenidae Caenis 1 7 3 1 1 5 1 4 2 25
Ephemerellidae Ephemerella 41 72 71 85 81 63 159 78 71 115 836 > L
Leptophlebiidae Paraleptophlebia 5 5
Habrophlebia 2 1 3 12 1 3 22
TRICOTTERI Rhyacophilidae 1 1 1 2 1 6 4 I
Hydropsychidae 1 1 1 2 5
Psychomyidae 1 1
COLEOTTERI Elmidae 1 2 1 4 3 I
Hydrophilidae 1 1
DITTERI Chironomidae 26 16 26 23 29 27 33 39 33 21 273 > I
Simuliidae 6 6 > I
Limoniidae 1 1 2 I
Ceratopogonidae 7 1 1 9 > I
Sratyomidae 1 *
CROSTACEI Gammaridae 1 1
GASTEROPODI Asellidae 1 1
IRUDINEI Trocheta 1 1
OLIGOCHETI Lumbricidae 1 2 1 1 5 1 I
Lumbriculidae 1 1 2
Naididae 90 48 26 46 42 110 166 113 62 79 782 > I
TOTALE IND 237 181 147 189 184 238 436 281 201 263 2357

Per quanto riguarda il confronto tra i due metodi, è possibile effettuare le
seguenti osservazioni:
-Il numero totale di taxa campionati con il metodo MacrOper è superiore a
quello raccolto con il metodo IBE; con il primo sono stati rinvenuti 24 taxa (di
cui 9 rappresentati da un solo individuo), mentre con l’IBE i taxa rinvenuti
sono 14 (di cui 2 rappresentati da un solo individuo). E’ evidente come, in
realtà, se consideriamo i taxa rappresentati da un solo individuo come drift, i
taxa validi all’incirca si equivalgano (Tab. 3.5).
- Considerando la composizione totale della comunità campionata, possiamo
osservare nell'IBE la presenza di un taxon assente nel MacrOper:
Statyomiidae. Nel MacrOper sono presenti 11 taxa assenti nell'IBE, tra i quali
Caenis, Habrophlebia, ben rappresentati e Paraleptophlebia, Hydropsychidae,
Lumbriculidae, Dictiogenus, Psychomyidae, Hydrophilidae, Gammaridae,
Asellidae, Trocheta con presenze molto ridotte se non individuali.
76

Tabella 3.5 - Elenco dei taxa e rispettive abbondanze rilevati con metodo MacrOper e metodo IBE.
Per i taxa raccolti con il metodo IBE che superavano il numero di 10 individui l’abbondanza è
stimata con “giudizio esperto” Stazione Ghivizzano.
MacrOper
IBE
ABBONDANZA
ABBONDANZA
N TAXA
CONTATA N TAXA
STIMATA
1 Ephemerella 836 1 Ephemerella 60
2 Naididae 782 2 Chironomidae 40
3 Baetis 335 3 Baetis 30
4 Chironomidae 273 4 Simuliidae 30
5 Leuctra 33 5 Naididae 20
6 Caenis 25 6 Ceratopogonidae 10
7 Habrophlebia 22 7 Leuctra 9
8 Ceratopogonidae 9 8 Protonemoura 7
9 Rhyacophilidae 6 9 Rhyacophilidae 4
10 Simuliidae 6 10 Elmidae 3
11 Paraleptophlebia 5 11 Nemoura 2
12 Hydropsychidae 5 12 Limoniidae 2
13 Lumbricidae 5 13 Sratyomidae 1
14 Elmidae 4 14 Lumbricidae 1
15 Lumbriculidae 2
16 Protonemoura 1
17 Nemoura 1
18 Dictiogenus 1
19 Psychomyidae 1
20 Hydrophilidae 1
21 Limoniidae 1
22 Gammaridae 1
23 Asellidae 1
24 Trocheta 1
Al fine di confrontare i popolamenti individuati nei diversi microhabitat che
caratterizzano la stazione, sono state calcolate le composizioni percentuali in
taxa di ciascun microhabitat (Tab. 3.6 e Fig. 3.3). La composizione percentuale
si riferisce al totale dei taxa rinvenuti nei microhabitat censiti. Osservando tale
elaborazione si evince come, non ci sia una grande differenza nella
composizione percentuale in taxa delle comunità tra macrolithal e mesolithal.
77

Tabella 3.6 - Composizione percentuale in taxa (Famiglia o Genere) delle comunità dei diversi microhabitat
ottenute sommando i popolamenti dei microhabitat uguali nella Stazione Ghivizzano.
TAXA MES
Ephemerella 37.40%
Naididae 33.32%
Baetis 11.95%
Chironomidae 11.95%
Leuctra 1.40%
Caenis 1.24%
Habrophlebia 1.03%
Ceratopogonidae 0.47%
Lumbricidae 0.26%
Rhyacophilidae 0.21%
Hydropsichidae 0.21%
Elmidae 0.21%
Protonemoura 0.05%
Dictyogenus 0.05%
Hydrophilidae 0.05%
Limoniidae 0.05%
Asellidae 0.05%
Trocheta 0.05%
Lumbriculidae 0.05%
TAXA MAC
Naididae 33.50%
Ephemerella 27.43%
Baetis 25.24%
Chironomidae 10.19%
Leuctra 1.46%
Habrophlebia 0.49%
Rhyacophilidae 0.49%
Nemoura 0.24%
Hydropsichidae 0.24%
Psychomyidae 0.24%
Gammaridae 0.24%
Lumbriculidae 0.24%
Figura 3.3 - Grafici a torta rappresentanti la composizione percentuale in taxa delle comunità rinvenute nei
diversi microhabitat campionati nella stazione Ghivizzano sul Fiume Serchio. Nel grafico non sono riportati i
nomi dei taxa con presenza inferiore a 1%.
78

Dalle elaborazioni grafiche effettuate su numero di taxa, numero di individui e
Indice di Shannon dei popolamenti individuati nel mesolithal e nel macrolithal
della stazione di Ghivizzano non emergono sostanziali differenze (Fig. 3.4).
79

Figura 3.4 - Box-plot relativi al confronto tra i popolamenti di diversi microhabitat sulla base di tre
parametri: numero di taxa, numero di individui, Indice di Shannon. Il grafico rappresenta per ciascun
microhabitat la media dei valori, la deviazione standard e l’errore standard. Stazione Ghivizzano.
80

Stazione n.3 Torrente Serra-Fosso di Rimone
Il campionamento nella stazione denominata Fosso di Rimone ha permesso di
identificare 3 microhabitat nelle seguenti proporzioni: 10% microlithal, 20%
megalithal, 70% mesolithal. Secondo queste proporzioni sono stati effettuati i
relativi campionamenti, come riportato in Tabella 3.7.
81

Tabella 3.7 - Elenco dei taxa rilevati nella stazione "Fosso di Rimone" sul Torrente Serra, secondo il metodo MacrOper e il metodo IBE. I taxa censiti con metodo MacrOper sono suddivisi
nelle 10 unità di campionamento raccolte nella stazione; per il metodo IBE sono riportati presenza e abbondanza (l’asterisco indica che il taxon è considerato come drift e comunque non
valido per il calcolo dell’indice IBE).
82
MacrOper IBE
ORDINE FAMIGLIA GENERE MIC 1 MES 2 MES 3 MES 4 MES 5 MES 6 MES 7 MES 8 MGL 9 MGL 10 TOTALE PRESENZA ABBONDANZA
PLECOTTERI Leuctridae Leuctra 58 11 12 11 26 32 17 1 168 > I
Perlidae Dinocras 1 *
Nemouridae Protonemoura 2 2 3 3 2 12 > I
EFEMEROTTERI Baetidae Baetis 2 34 27 30 50 109 40 40 15 347 > I
Pseudocentroptilum 7 10 5 22
Acentrella 20 20 3 I
Caenidae Caenis 1 1 2
Ephemerellidae Ephemerella 1 2 9 11 4 4 2 33 7 I
Ecdyonurus 17 22 25 12 34 71 19 2 202 > I
Habrophlebidae Habrophlebia 2 3 2 1 8
TRICOTTERI Rhyacophilidae 1 1 1 1 1 5 7 I
Hydropsychidae 4 1 5 11 9 3 33 > I
Philopotamidae 5 3 10 2 20 > I
Brachycentridae 1 1 2
Sericostomatidae 1 2 3
Beraeidae 1 *
Glossosomatidae 3 3
Goeridae 1 1 2
COLEOTTERI Elmidae 162 54 68 30 116 268 98 5 50 23 874 > L
Hydraenidae 1 2 4 6 13 > I
DITTERI Chironomidae 2 4 3 3 4 3 19 > I
Simuliidae 1 2 8 1 1 13 > I
Athericidae 1 1 2 4 3 2 13 > I
Empididae 1 1 1 I
Blephariceridae 1 1 2 5 I
Stratyomidae 1 *
Ceratopogonidae 1 1 1 *
GASTEROPODI Ancylidae 2 1 5 1 1 10 2 I
TRICLADI Dugesiidae Dugesia 2 5 3 3 5 6 2 1 27 > I
TOTALE IND 248 150 151 110 274 535 197 15 125 50 1855

Per quanto riguarda il confronto tra i due metodi , è possibile fare le seguenti
osservazioni:
-Il numero totale di taxa campionati con il metodo MacrOper è superiore a
quello raccolto con il metodo IBE; con il primo sono stati rinvenuti 26 taxa (di
cui due rappresentati da un solo individuo), mentre il secondo ha permesso di
contare 22 taxa (di cui 5 rappresentati da un solo individuo) (Tab. 3.8).
- Considerando la composizione totale della comunità campionata, possiamo
osservare nell'IBE la presenza di 3 taxa che nel MacrOper sono assenti:
Beraeidae, Dinocras e Stratyomiidae. Nel MacrOper sono presenti 7 taxa che
nell'IBE non emergono, quasi tutti sufficientemente rappresentati:
Pseudocentroptilum, Habrophlebia, Sericostomatidae, Glossosomatidae,
Caenis, Brachycentridae, Goeridae.
Tabella 3.8 - Elenco dei taxa e rispettive abbondanze rilevati con metodo MacrOper e metodo IBE. Per i taxa
raccolti con il metodo IBE che superavano il numero di 10 individui l’abbondanza è stimata con “giudizio
esperto”. Stazione Fosso di Rimone.
N TAXA
MacrOper ABBONDANZA
CONTATA N TAXA
1 Elmidae 874 1 Chironomidae 40
2 Baetis 347 2 Baetis 30
3 Ecdyonurus 202 3 Hydropsychidae 30
4 Leuctra 168 4 Simuliidae 30
5 Ephemerella 33 5 Leuctra 25
6 Hydropsychidae 33 6 Elmidae 20
7 Dugesia 27 7 Ecdyonurus 15
8 Pseudocentroptilum 22 8 Philopotamidae 10
9 Acentrella 20 9 Hydraenidae 10
10 Philopotamidae 20 10 Dugesia 10
11 Chironomidae 19 11 Protonemoura 10
12 Hydraenidae 13 12 Athericidae 10
13 Simuliidae 13 13 Ephemerella 7
14 Athericidae 13 14 Rhyacophilidae 7
15 Protonemoura 12 15 Blephariceridae 5
16 Ancylidae 10 16 Acentrella 3
17 Habrophlebia 8 17 Ancylidae 2
18 Rhyacophilidae 5 18 Dinocras 1
19 Sericostomatidae 3 19 Beraeidae 1
20 Glossosomatidae 3 20 Empididae 1
21 Caenis 2 21 Stratyomidae 1
22 Brachycentridae 2 22 Ceratopogonidae 1
23 Goeridae 2
24 Blephariceridae 2
25 Empididae 1
26 Ceratopogonidae 1
83
IBE-ABBONDANZA
STIMATA

Al fine di confrontare i popolamenti dei diversi microhabitat rinvenuti nella
stazione, sono state calcolate le composizioni percentuali in taxa di ciascun
microhabitat (Tab. 3.9). La composizione percentuale è stata ottenuta dal
totale dei taxa rinvenuti nei vari microhabitat .
Dall’osservazione dei relativi grafici (Fig. 3.5) emergono alcune considerazioni:
gli Elmidae dominano nei tre i microhabitat considerati, e, insieme a Leuctra e
Ecdyonurus, costituiscono quasi l’intera comunità del microlithal; Leuctra
invece appare in percentuale bassa nel mesolithal, e bassissima nel megalithal,
confermando il suo comportamento prevalentemente stigofilo. Del tutto
attesa è anche la presenza abbondante dei Baetidae nel megalithal, dove
costituiscono circa la metà della comunità.
Tabella 3.9 - Composizione percentuale in taxa (Famiglia o Genere) delle comunità dei diversi microhabitat
ottenute sommando i popolamenti dei microhabitat uguali. Stazione Fosso di Rimone sul Torrente Serra.
TAXA MES
Elmidae 44.62%
Baetis 20.25%
Ecdyonurus 12.78%
Leuctra 7.61%
Hydropsichidae 2.30%
Ephemerella 2.16%
Dugesia 1.75%
Philopotamidae 1.40%
Chironomidae 1.19%
Hydraenidae 0.91%
Protonemura 0.84%
Simuliidae 0.84%
Athericidae 0.84%
Ancylidae 0.70%
Pseudocentroptilum 0.49%
Habrophlebia 0.42%
Rhyacophilidae 0.21%
Sericostomatidae 0.21%
Goeridae 0.14%
Blephariceridae 0.14%
Brachycentridae 0.07%
Empididae 0.07%
Ceratopogonidae 0.07%
TAXA MGL
Elmidae 41.71%
Baetis 31.43%
Acentrella 11.43%
Pseudocentroptilum 8.57%
Glossosomatidae 1.71%
Ephemerella 1.14%
Ecdyonurus 1.14%
Rhyacophilidae 1.14%
Leuctra 0.57%
Caenis 0.57%
Simuliidae 0.57%
84
TAXA MIC
Elmidae 65.32%
Leuctra 23.39%
Ecdyonurus 6.85%
Baetis 0.81%
Habrophlebia 0.81%
Chironomidae 0.81%
Dugesia 0.81%
Caenis 0.40%
Brachycentridae 0.40%
Athericidae 0.40%

Figura 3.5 - Grafici a torta rappresentanti la composizione percentuale in taxa delle comunità rinvenute nei
diversi microhabitat campionati nella stazione Fosso di Rimone sul Torrente Serra. Nel grafico non sono
riportati i nomi dei taxa con presenza inferiore a 1%.
Nel confronto grafico sulla base dei parametri considerati, il microhabitat
microlithal non è stato incluso in quanto è rappresentato da una sola unità di
campionamento. Tra il popolamento del megalithal e quello del mesolithal
emerge una notevole differenza rispetto al numero di taxa e all’Indice di
Shannon, che sono inferiori nel megalithal (Fig. 3.6).
85

Figura 3.13 - Box-plot relativi al confronto tra i popolamenti di diversi microhabitat sulla base di tre
parametri: numero di taxa, numero di individui, Indice di Shannon. Il grafico rappresenta per ciascun
microhabitat la media dei valori, la deviazione standard e l’errore standard. Stazione Fosso di Rimone.
Stazione n.4 Torrente Serra - Parco Bimbi
Nella stazione Parco Bimbi sono stati evidenziati, con il campionamento di tipo
multihabitat proporzionale, 3 microhabitat diversi, così rappresentati: 50%
mesolithal, 20% macrolithal, e 30% megalithal. Nel rispetto delle proporzioni
previste dal metodo sono state quindi effettuate le rispettive unità di
campionamento, così come riportato in Tabella 3.10.
87

Tabella 3.10 - Elenco dei taxa rilevati nella stazione "Parco bimbi" sul Torrente Serra, secondo il metodo MacrOper e il metodo IBE. I taxa censiti con metodo MacrOper sono suddivisi
nelle 10 unità di campionamento raccolte nella stazione; per il metodo IBE sono riportati presenza e abbondanza (l’asterisco indica che il taxon è considerato come drift e comunque non
valido per il calcolo dell’indice IBE)
88
MacrOper IBE
ORDINE FAMIGLIA GENERE MES 1 MES 2 MES 3 MES 4 MES 5 MAC 6 MAC 7 MGL 8 MGL 9 MGL 10 TOTALE PRESENZA ABBONDANZA
PLECOTTERI Leuctridae Leuctra 6 22 77 52 39 3 48 1 2 250 > I
EFEMEROTTERI Baetidae Baetis 9 6 4 2 30 17 3 2 73 > I
Acentrella 1 1
Caenidae Caenis 10 9 44 22 52 1 138 4 *
Heptageniidae Helectrogena 1 *
TRICOTTERI Hydropsychidae 17 6 9 5 4 36 1 78 > I
Policentropodidae 7 2 11 15 4 39 3 I
Philopotamidae 1 *
Brachycentridae 1 1 2
Hydroptilidae 7 22 16 2 9 2 1 2 61 > I
Limnephilidae 1 1
Sericostomatidae 3 3 2 1 5 14 6 I
Leptoceridae 1 1
COLEOTTERI Elmidae 28 28 12 7 18 6 8 1 2 110 > I
Hydraenidae 1 *
Hydrophilidae 1 *
Elophoridae 1 1
Gyrinidae 5 5 3 I
ODONATI Gomphidae Onicogomphus 1 2 3

89
MacrOper IBE
ORDINE FAMIGLIA GENERE MES 1 MES 2 MES 3 MES 4 MES 5 MAC 6 MAC 7 MGL 8 MGL 9 MGL 10 TOTALE PRESENZA ABBONDANZA
DITTERI Chironomidae 14 15 23 38 34 82 13 5 14 238 > L
Simuliidae 81 7 4 2 6 100 L
Limoniidae 4 1 3 7 3 1 19 4 I
Athericidae 1 1
Empididae 1 1
Tipulidae 1 1
Ceratopogonidae 1 5 22 1 2 31 > I
Stratyomidae 2 I
GASTEROPODI Ancylidae 1 1
Neritidae 6 3 3 3 15 > I
Hydrobioidea 3 3 2 1 3 12 6 I
TRICLADI Dugesiidae Dugesia 163 62 146 131 20 114 3 3 642 > U
OLIGOCHETI Lumbricidae 3 3
Lumbriculidae 1 1 2
Naididae 1 2 1 4
Nemertinidae 1 1
TOTALE IND 276 189 361 101 327 184 333 27 22 28 1848

Per quanto riguarda il confronto tra i due metodi, è possibile effettuare le
seguenti osservazioni:
- Il numero totale di taxa campionati con il metodo MacrOper è superiore a
quelli campionati con il metodo IBE; con il primo sono stati campionati 30 taxa
(di cui 9 rappresentati da un solo individuo campionato), mentre con il
metodo IBE sono stati campionati 21 taxa (4 con un solo individuo) (Tab. 3.11).
- Considerando la composizione totale della comunità campionata, possiamo
osservare nell'IBE la presenza di 5 taxa che nel MacrOper sono assenti:
Stratyomiidae, Helectrogena, Philopotamidae, Hydraenidae, Hydrophilidae.
Nel MacrOper sono presenti 14 taxa che nell'IBE non emergono, tra cui
Naididae, Onicogomphus, Lumbricidae, Brachycentridae, Lumbriculidae,
sufficientemente rappresentati, mentre Acentrella, Limnephilidae,
Leptoceridae, Elophoridae, Athericidae, Empididae, Tipulidae, Ancylidae,
Nemertinidae, presenti con una sola unità.
90

Tabella 3.11 - Elenco dei taxa e rispettive abbondanze rilevati con metodo MacrOper tar_ICMi e metodo
IBE. Per i taxa raccolti con il metodo IBE che superavano il numero di 10 individui l’abbondanza è stimata
con “giudizio esperto” . Stazione Parco bimbi sul Torrente Serra.
N TAXA
MacrOper ABBONDANZA
CONTATA N TAXA
1 Dugesia 642 1 Chironomidae 80
2 Leuctra 250 2 Simuliidae 60
3 Chironomidae 238 3 Dugesia 60
4 Caenis 138 4 Baetis 30
5 Elmidae 110 5 Hydropsychidae 30
6 Simuliidae 100 6 Leuctra 25
7 Hydropsychidae 78 7 Hydroptilidae 10
8 Baetis 73 8 Elmidae 10
9 Hydroptilidae 61 9 Ceratopogonidae 10
10 Policentropodidae 39 10 Neritidae 10
11 Ceratopogonidae 31 11 Sericostomatidae 6
12 Limoniidae 19 12 Hydrobioidea 6
13 Neritidae 15 13 Caenis 4
14 Sericostomatidae 14 14 Limoniidae 4
15 Hydrobioidea 12 15 Policentropodidae 3
16 Gyrinidae 5 16 Gyrinidae 3
17 Naididae 4 17 Stratyomidae 2
18 Onicogomphus 3 18 Helectrogena 1
19 Lumbricidae 3 19 Philopotamidae 1
20 Brachycentridae 2 20 Hydraenidae 1
21 Lumbriculidae 2 21 Hydrophilidae 1
22 Acentrella 1
23 Limnephilidae 1
24 Leptoceridae 1
25 Elophoridae 1
26 Athericidae 1
27 Empididae 1
28 Tipulidae 1
29 Ancylidae 1
30 Nemertinidae 1
91
IBE ABBONDANZA
STIMATA
Dall’analisi delle composizioni % delle comunità presenti nei vari microhabitat
emerge come queste si dimostrino sempre ben diversificate, mentre
evidenzino il differente contributo fornito da ciascun taxon (Tab. 3.12 e
Fig.3.7). Nel megalithal i Chironomidae rappresentano una buona percentuale
della comunità; essi sono presenti significativamente anche nel macrolithal,
mentre nel mesolithal la loro presenza è marginale. Dugesia, dal tipico

comportamento sciafilo, è ben rappresentata nel macrolithal e nel mesolithal,
più scarsa, anche se ancora significativa, nel megalithal. Interessante anche
notare come i Simulidae siano ben rappresentati sia nel megalithal che nel
macrolithal, dove trovano evidentemente un buon substrato di ancoraggio,
mentre il mesolithal non rappresenta un substrato adatto.
Tabella 3.12 - Composizione percentuale in taxa (Famiglia o Genere) delle comunità dei diversi microhabitat
ottenute sommando i popolamenti dei microhabitat uguali. Stazione Parco bimbi sul Torrente Serra.
TAXA MES
Dugesia 40.03%
Leuctra 15.63%
Caenis 10.93%
Elmidae 7.42%
Chironomidae 7.18%
Hydroptilidae 4.47%
Policentropodidae 3.11%
Hydropsichidae 2.95%
Ceratopogonidae 2.23%
Baetis 1.67%
Neritidae 0.96%
Sericostomatidae 0.64%
Hydrobioidea 0.64%
Gyrinidae 0.40%
Limoniidae 0.32%
Naididae 0.32%
Onicogomphus 0.24%
Lumbriculidae 0.16%
Acentrella 0.08%
Brachycentridae 0.08%
Limnephilidae 0.08%
Leptoceridae 0.08%
Athericidae 0.08%
Empididae 0.08%
Tipulidae 0.08%
Ancylidae 0.08%
Nemertinidae 0.08%
TAXA MAC
Dugesia 25.92%
Chironomidae 22.44%
Simuliidae 17.02%
Leuctra 9.86%
Baetis 9.09%
Hydropsichidae 7.74%
Elmidae 2.71%
Sericostomatidae 1.16%
Limoniidae 0.77%
Hydrobioidea 0.77%
Ceratopogonidae 0.58%
Neritidae 0.58%
Lumbricidae 0.58%
Hydroptilidae 0.39%
Caenis 0.19%
Brachycentridae 0.19%
92
TAXA MGL
Chironomidae 41.56%
Simuliidae 15.58%
Limoniidae 14.29%
Dugesia 7.79%
Baetis 6.49%
Leuctra 3.90%
Hydroptilidae 3.90%
Elmidae 3.90%
Hydropsichidae 1.30%
Elophoridae 1.30%

Figura 3.14 - Grafici a torta rappresentanti la composizione percentuale in taxa delle comunità rinvenute
nei diversi microhabitat campionati nella stazione Parco bimbi sul Torrente Serra. Nel grafico non sono
riportati i nomi dei taxa con presenza inferiore a 1%.
Sempre con l’obiettivo di analizzare le eventuali differenze tra i popolamenti
dei microhabitat presenti nel sito, è stato effettuato un confronto grafico sulla
base di alcuni parametri (numero di taxa, numero di individui e Indice di
Shannon) (Fig. 3.8). Non emergono differenze per quanto riguarda l’Indice di
Shannon, mentre emerge una differenza tra megalithal e gli altri due
microhabitat (mesolithal e macrolithal), rispetto al numero di taxa e al numero
di individui. In particolare è notevole la differenza per quanto riguarda il
numero di individui, che nel megalithal è decisamente inferiore.
93

Figura 3.8 - Box-plot relativi al confronto tra i popolamenti di diversi microhabitat sulla base di tre
parametri: numero di taxa, numero di individui, Indice di Shannon. Il grafico rappresenta per ciascun
microhabitat la media dei valori, la deviazione standard e l’errore standard. Stazione Parco bimbi.
Stazione n. 5 Fiume Vezza-A monte del Canale Giardino
Nella stazione Vezza - A monte del Canale Giardino sono stati evidenziati, con
il campionamento multi habitat, microhabitat diversi, così rappresentati: 80%
megalithal, 10% mesolithal e 10% ghiaia. Nel rispetto delle proporzioni
previste dal metodo sono stati quindi effettuate le rispettive unità di
campionamento, così come riportato in Tabella 3.13.
95

Tabella 3.13 - Elenco dei taxa rilevati nella stazione sul Torrente Vezza a monte del Canale Giardino, secondo il metodo MacrOper e il metodo IBE. I taxa censiti con metodo MacrOper
sono suddivisi nelle 10 unità di campionamento raccolte nella stazione; per il metodo IBE sono riportati presenza e abbondanza (l’asterisco indica che il taxon è considerato come drift e
comunque non valido per il calcolo dell’indice IBE)
96
MacrOper
ORDINE FAMIGLIA GENERE MGL1 MGL2 MGL3 MGL4 MGL5 MGL6 MGL7 MGL8 MES9 GHI10 TOTALE PRESENZA ABBONDANZA
PLECOTTERI Leuctridae Leuctra > I
Nemouridae Protonemoura 1 1 2 4 *
Nemoura 1 1 2
EFEMEROTTERI Baetidae Baetis 340 135 140 230 291 194 247 170 37 47 1831 > I
Caenidae Caenis 1 1 2 *
Ephemerellidae Ephemerella 18 2 3 7 7 37 > I
Heptageniidae Ecdyonurus 1 1 2 *
Habraphlebidae Habrophlebia 1 1
Habroleptoides 1 1 1 *
TRICOTTERI Rhyacophilidae 8 1 2 3 4 2 2 22 > I
Hydropsychidae 1 1 > I
Policentropodidae 1 1 1 *
Philopotamidae 2 2 > I
Hydroptilidae 1 1 2
Sericostomatidae 1 *
Goeridae 1 1
COLEOTTERI Elmidae 87 6 1 3 1 8 17 3 2 128 > I
DITTERI Chironomidae 46 1 5 5 2 6 1 80 1 3 150 > I
Simuliidae 103 49 70 73 39 8 125 20 6 10 503 > L
Limoniidae 4 1 9 1 1 16 1 *
Empididae 1 1 3 I
Tipulidae 1 1
Blephariceridae 2 1 2 5 > I
Ceratopogonidae 1 1 8 I
IBE

97
MacrOper IBE
ORDINE FAMIGLIA GENERE MGL1 MGL2 MGL3 MGL4 MGL5 MGL6 MGL7 MGL8 MES9 GHI10 TOTALE PRESENZA ABBONDANZA
CROSTACEI Gammaridae 3 *
GASTEROPODI Ancylidae 1 1 7 I
TRICLADI Dugesiidae Dugesia 3 3 > I
OLIGOCHETI Lumbricidae > I
Lumbriculidae 1 I
Naididae 18 1 2 5 1 2 3 35 6 73 > I
TOTALE IND 632 189 225 318 340 223 388 335 53 84 2787

Per quanto riguarda il confronto tra i due metodi , è possibile effettuare le
seguenti osservazioni:
- Il numero totale di taxa campionati con il metodo IBE è di poco superiore a
quello raccolto con il metodo MacrOper; con il primo sono stati rilevati 25
taxa, di cui 5 rappresentati da un solo individuo, mentre con il secondo sono
stati contati 24 taxa, di cui 10 rappresentati da un solo individuo (Tab. 3.14).
Quindi, a differenza delle altre stazioni, questa stazione è l’unico caso in cui
sono stati campionati più taxa con il metodo IBE rispetto al multihabitat.
- Considerando la composizione totale della comunità campionata, possiamo
osservare nell'IBE la presenza di 5 taxa che sono assenti nel MacrOper:
Leuctra, Lumbricidae, Gammaridae, Sericostomatidae, Lumbriculidae mentre
nel MacrOper sono presenti 4 taxa, assenti nell'IBE: Nemoura, Hidroptilidae,
Habrophlebia, Tipulidae. E’ interessante anche notare come gli
Hydropsychidae siano rappresentati da una buona abbondanza con il metodo
IBE, mentre con il metodo multihabitat ne sia stato rinvenuto un solo
individuo.
98

Tabella 3.14 - Elenco dei taxa e rispettive abbondanze rilevati con metodo MacrOper e metodo IBE. Per i
taxa raccolti con il metodo IBE che superavano il numero di 10 individui l’abbondanza è stimata con
“giudizio esperto”. Stazione sul Torrente Vezza-A monte del Canale Giardino.
N TAXA
MacrOper
ABBONDANZA
CONTATA N TAXA
1 Baetis 1831 1 Simuliidae 60
2 Simuliidae 503 2 Chironomidae 40
3 Chironomidae 150 3 Baetis 30
4 Elmidae 128 4 Ephemerella 30
5 Naididae 73 5 Hydropsychidae 30
6 Ephemerella 37 6 Leuctra 25
7 Rhyacophilidae 22 7 Rhyacophilidae 20
8 Limoniidae 16 8 Naididae 20
9 Blephariceridae 5 9 Philopotamidae 10
10 Dugesia 3 10 Elmidae 10
11 Protonemoura 2 11 Dugesia 10
12 Nemoura 2 12 Lumbricidae 10
13 Philopotamidae 2 13 Blephariceridae 10
14 Hydroptilidae 2 14 Ceratopogonidae 8
15 Caenis 1 15 Ancylidae 7
16 Ecdyonurus 1 16 Protonemoura 4
17 Habrophlebia 1 17 Empididae 3
18 Habroleptoides 1 18 Gammaridae 3
19 Hydropsychidae 1 19 Caenis 2
20 Policentropodidae 1 20 Ecdyonurus 2
21 Empididae 1 21 Habroleptoides 1
22 Tipulidae 1 22 Policentropodidae 1
23 Ceratopogonidae 1 23 Sericostomatidae 1
24 Ancylidae 1 24 Limoniidae 1
25 Lumbriculidae 1
99
IBE ABBONDANZA
STIMATA
Dall’analisi delle elaborazioni grafiche delle comunità di ciascun microhabitat
emerge come, non ci siano grosse differenze tra i popolamenti censiti nei tre
diversi substrati; le tre popolazioni sono costituite per la maggior parte da
Baetis e, in percentuale significativa, da Simulidae (Fig. 3.9).

Tabella 3.15 - Composizione percentuale in taxa (Famiglia o Genere) delle comunità dei diversi microhabitat
ottenute sommando i popolamenti dei microhabitat uguali. Stazione sul Torrente Vezza-A monte del
Canale Giardino.
TAXA MGL
Baetis 65.92%
Simuliidae 18.38%
Chironomidae 5.51%
Elmidae 4.64%
Naididae 2.53%
Ephemerella 1.13%
Rhyacophilidae 0.68%
Limoniidae 0.57%
Blephariceridae 0.11%
Dugesia 0.11%
Protonemura 0.08%
Nemoura 0.08%
Philopotamidae 0.08%
Caenis 0.04%
Hydropsichidae 0.04%
Policentropodidae 0.04%
Hydroptilidae 0.04%
Empididae 0.04%
TAXA GHI
Baetis 55.95%
Simuliidae 11.90%
Ephemerella 8.33%
Naididae 7.14%
Chironomidae 3.57%
Rhyacophilidae 2.38%
Elmidae 2.38%
Blephariceridae 2.38%
Goeridae 1.19%
Limoniidae 1.19%
Tipulidae 1.19%
Ceratopogonidae 1.19%
Ancylidae 1.19%
100
TAXA MES
Baetis 69.81%
Simuliidae 11.32%
Elmidae 5.66%
Rhyacophilidae 3.77%
Ecdyonurus 1.89%
Habrophlebia 1.89%
Habroleptoides 1.89%
Hydroptilidae 1.89%
Chironomidae 1.89%

Figura 3.15 - Grafici a torta rappresentanti la composizione percentuale in taxa delle comunità rinvenute
nei diversi microhabitat campionati nella stazione sul Torrente Vezza-A monte del Canale Giardino. Nel
grafico non sono riportati i nomi dei taxa con presenza inferiore a 1%.
Per quanto riguarda questa stazione, non sono riportate elaborazioni grafiche
relative al confronto tra i popolamenti dei diversi microhabitat a causa della
loro composizione. Delle 10 unità di campionamento infatti 8 corrispondono a
megalithal, una a mesolithal e una a ghiaia.
Stazione n. 6 Torrente Vezza-Discesa alveo cava
Nella stazione di Petrognano sono stati evidenziati, con il campionamento
multihabitat, 3 microhabitat diversi, così rappresentati: mesolithal per il 60%,
ghiaia per il 10%, e alghe per il 30%. Nel rispetto delle proporzioni previste dal
metodo sono stati quindi effettuate le rispettive unità di campionamento, così
come riportato in Tabella 3.16.
101

Tabella 3.16 - Elenco dei taxa rilevati nella stazione sul Torrente Vezza-Discesa alveo cava, secondo il metodo MacrOper e il metodo IBE. I taxa censiti con metodo MacrOper sono
suddivisi nelle 10 unità di campionamento raccolte nella stazione; per il metodo IBE sono riportati presenza e abbondanza (l’asterisco indica che il taxon è considerato come drift e
comunque non valido per il calcolo dell’indice IBE)
102
MacrOper
ORDINE FAMIGLIA GENERE MES1 MES2 MES3 MES4 MES5 MES6 GHI7 AL8 AL9 AL10 TOTALE PRESENZA ABBONDANZA
PLECOTTERI Leuctridae Leuctra 2 1 1 4 3 *
Nemouridae Protonemoura 3 *
EFEMEROTTERI Baetidae Baetis 13 29 52 31 11 19 2 8 5 170 > L
Caenidae Caenis 1 2 2 4 7 7 23 4 *
Ephemerellidae Ephemerella 4 6 4 3 1 2 4 24 > I
Heptageniidae Ecdyonurus 1 1 2 2 *
Heptagenia 1 1
Leptophlebiidae Paraleptophlebia 1 1
Habrophlebia 1 *
Habroleptoides 2 2 1 *
TRICOTTERI Rhyacophilidae 1 1 3 5
Hydropsychidae 1 1 1 1 1 5
Policentropodidae 1 1
Philopotamidae 1 1
Hydroptilidae 1 1
Psychomyidae 1 1
COLEOTTERI Elmidae 1 2 3 1 4 1 12 > I
Dytiscidae 1 1 2
Hydrophilidae 1 1
DITTERI Chironomidae 24 19 8 9 4 6 38 78 11 197 > L
Simuliidae 1 1 2 3 7 > I
Limoniidae 1 1 2 2 I
Athericidae 1 *
Stratyomiidae 1 *
Ceratopogonidae 3 2 1 2 2 10 1 *
OLIGOCHETI Lumbricidae 1 1
Lumbriculidae 1 I
Naididae 2 1 1 3 1 1 9 > I
TOTALE IND 49 52 78 58 26 39 2 57 100 23 482
IBE

Per quanto riguarda il confronto tra i due metodi, è possibile effettuare le
seguenti osservazioni:
- Il numero totale di taxa campionati con il metodo MacrOper è superiore a
quello raccolto con il metodo IBE; con il primo sono stati rilevati 23 taxa, di cui
8 rappresentati da un solo individuo, mentre con il secondo sono stati contati
17 taxa, di cui 6 rappresentati da un solo individuo (Tab. 3.17).
- Considerando la composizione totale della comunità campionata, possiamo
osservare nell'IBE la presenza di 4 taxa che nel MacrOper sono assenti:
Protonemoura, Athericidae, Stratyomiidae, Lumbriculidae; nel MacrOper sono
presenti 11 taxa che nell'IBE risultano assenti: Rhyacophilidae,
Hydropsychidae, Dytiscidae, Heptagenia, Paraleptophlebia, Policentropodidae,
Philopotamidae, Hydroptilidae, Psycomiidae, Hydrophilidae, Lumbricidae,
quasi tutti scarsamente rappresentati.
Tabella 3.17 - Elenco dei taxa e rispettive abbondanze rilevati con metodo MacrOper e metodo IBE. Per i taxa raccolti
con il metodo IBE che superavano il numero di 10 individui l’abbondanza è stimata con “giudizio esperto”. Stazione sul
Torrente Vezza-Discesa alveo cava.
N TAXA
MacrOper ABBONDANZA
CONTATA N TAXA
1 Chironomidae 197 1 Chironomidae 80
2 Baetis 170 2 Baetis 60
3 Ephemerella 24 3 Ephemerella 30
4 Caenis 23 4 Simuliidae 30
5 Elmidae 12 5 Naididae 20
6 Ceratopogonidae 10 6 Elmidae 10
7 Naididae 9 7 Caenis 4
8 Simuliidae 7 8 Leuctra 3
9 Rhyacophilidae 5 9 Protonemoura 3
10 Hydropsychidae 5 10 Ecdyonurus 2
11 Leuctra 4 11 Limoniidae 2
12 Ecdyonurus 2 12 Habrophlebia 1
13 Habroleptoides 2 13 Habroleptoides 1
14 Dytiscidae 2 14 Athericidae 1
15 Limoniidae 2 15 Stratyomiidae 1
16 Heptagenia 1 16 Ceratopogonidae 1
17 Paraleptophlebia 1 17 Lumbriculidae 1
18 Policentropodidae 1
19 Philopotamidae 1
20 Hydroptilidae 1
21 Psychomyidae 1
22 Hydrophilidae 1
23 Lumbricidae 1
103
IBE ABBONDANZA
STIMATA

Osservando la composizione % delle comunità, calcolata per ciascun gruppo di
microhabitat rilevati in questa stazione, emerge come il mesolithal e le alghe
sembrino avere popolamenti abbastanza differenti; infatti nella comunità
delle alghe c’è una notevole predominanza di Chironomidae, mentre nel
mesolithal prevale Baetis, e i Chironomidae rappresentano una percentuale
significativa ma non predominante (Tab. 3.18 e Fig. 3.10). L’unità di
campionamento relativa alla ghiaia non è stata presa in considerazione in
quanto costituita da due soli individui di Baetis.
Tabella 3.18 - Composizione percentuale in taxa (Famiglia o Genere) delle comunità dei diversi microhabitat
ottenute sommando i popolamenti dei microhabitat uguali. Stazione sul Torrente Vezza-Discesa alveo cava
TAXA MES
Baetis 51.32%
Chironomidae 23.18%
Ephemerella 5.96%
Elmidae 3.64%
Simuliidae 2.98%
Ceratopogonidae 1.99%
Caenis 1.66%
Rhyacophilidae 1.66%
Hydropsichidae 1.32%
Naididae 1.32%
Leuctra 0.99%
Habroleptoides 0.66%
Ecdyonurus 0.33%
Heptagenia 0.33%
Paraleptophlebia 0.33%
Policentropodidae 0.33%
Philopotamidae 0.33%
Psychomyidae 0.33%
Dytiscidae 0.33%
Hydrophilidae 0.33%
Limoniidae 0.33%
Lumbricidae 0.33%
TAXA AL
Chironomidae 70.56%
Caenis 10.00%
Baetis 7.22%
Ephemerella 3.33%
Naididae 2.78%
Ceratopogonidae 2.22%
Leuctra 0.56%
Ecdyonurus 0.56%
Hydropsichidae 0.56%
Hydroptilidae 0.56%
Elmidae 0.56%
Dytiscidae 0.56%
Limoniidae 0.56%
104

Figura 3.10 - Grafici a torta rappresentanti la composizione percentuale in taxa delle comunità rinvenute
nei diversi microhabitat campionati nella stazione sul Torrente Vezza-Discesa alveo cava. Nel grafico non
sono riportati i nomi dei taxa con presenza inferiore a 1%.
Dal confronto grafico sulla base dei parametri considerati, si può osservare
che nella alghe la media del numero di taxa e dell’indice di Shannon sono di
poco inferiori rispetto al mesolithal, anche se l’intervallo totale è, almeno in
parte, sovrapponibile (Fig. 3.11).
105

Figura 3.11 - Box-plot relativi al confronto tra i popolamenti di diversi microhabitat sulla base di tre
parametri: numero di taxa, numero di individui, Indice di Shannon. Il grafico rappresenta per ciascun
microhabitat la media dei valori, la deviazione standard e l’errore standard. Stazione sul Torrente Vezza-
Discesa alveo cava.
106

Confronto tra microhabitat
Dalla elaborazione statistica dei dati ottenuti raggruppando tra loro
microhabitat identici di 4 stazioni, emergono differenze significative, per
quanto riguarda il numero di taxa e l’Indice di Shannon, tra il megalithal e gli
altri microhabitat (mesolithal e macrolithal). Non emergono invece differenze
significative tra i popolamenti di mesolithal e macrolithal (Tab 3.19).
Tabella 3.19 - Test U di Mann-Whitney eseguito per rilevare eventuali differenze tra i popolamenti dei 3
microhabitat Mesolithal, Macrolithal e Megalithal relativamente ai parametri: Numero di taxa, Numero di
individui e Indice di Shannon. Il test risulta significativo quando p esatto < 0,05.
variabile
Var2 num taxa
Var3 num individui
Var4Shannon
variabile
Var2 num taxa
Var3 num individui
Var4Shannon
variabile
Var2 num taxa
Var3 num individui
Var4Shannon
Test U Mann-Whitney (Spreadsheet1)
Variabile Var1microhabitat
Test marcati significativi liv. p

108

Figura 3.12 - Box-plot relativi al confronto tra i popolamenti di diversi microhabitat sulla base di tre
parametri: numero di taxa, numero di individui, Indice di Shannon. Il grafico rappresenta per ciascun
microhabitat la mediana dei valori, l’intervallo t venticinquesimo e settantacinquesimo percentile,
l’intervallo non Outlier 7 , gli Outlier e gli Estremi.
7 L'intervallo non-outlier è l'intervallo di valori che ricade tra il limite superiore di outlier (per esempio, +1.5 *
l'altezza del box) e il limite di outlier inferiore (per esempio, -1.5 * l'altezza del box).
109

3.2 Calcolo degli indici di qualità
Sulla base dei risultati ottenuti con l’applicazione dei due metodi, si sono
calcolati i rispettivi indici al fine di classificare, dal punto di vista biologico, le
varie stazioni prese in esame. Ricordiamo, come descritto nella sezione
Materiali e Metodi, che il metodo I.B.E. prevede il calcolo dell’indice
direttamente sul campo, tramite una tabella a doppia entrata che permette di
individuare un valore di I.B.E., corrispondente a una delle 5 Classi di qualità. Il
metodo MacrOper, richiede per il calcolo dell’indice l’utilizzo del software
ICMeasy, e classifica la stazione secondo 5 classi di Stato ecologico (Tab. 3.20).
Tabella 3.20 - Tabella comparativa delle classi di qualità individuate dal metodo IBE e dal metodo
MacrOper.
Classi di
qualità
Classe I^
Classe II^ 8-9
Classe
III^ 6-7
Classe
IV^ 4-5
Classe V^ 0-1-2-3
I.B.E.
Valori di
I.B.E. giudizio di qualità
10-11- Ambiente non
12-…
Stato
ecologico
110
Codice
num
MacrOper
Limiti di
classe C_4
Limiti di
classe C_7
Limiti di classe
C_9
inquinato Elevato 5 0,97-1 0,97-1 0,94-1
Ambiente
moderatamente
inquinato Buono 4 0,72-0,97 0,72-0,97 0,7-0,94
Ambiente
inquinato
Ambiente molto
Sufficiente 3 0,48-0,72 0,48- 0,72 0,47-0,7
inquinato
Ambiente
fortemente
Scarso 2 0,24-0,48 0,24-0,48 0,24-0,47
inquinato Cattivo 1 0-0,24 0-0,24 0-0,24
Vengono riportati di seguito gli indici di qualità biologica calcolati sia con il
metodo I.B.E. che con il metodo MacrOper, per ciascuna stazione.

Stazione n. 1 Fiume Serchio - Petrognano
Qualità biologica secondo l’indice I.B.E.
Rilevate Valide
TOTALE U.S. 17 13
Entrata orizzontale in tabella 1 PLECOTTERO
Valore di I.B.E. 8
Classe di qualità
II^
Ambiente con moderati sintomi
di inquinamento o di alterazione
Qualità biologica secondo l’indice Star_ICMi
Number of
EPT Families 1-GOLD
111
Shannon
Diversity log(SelEPTD+1)
Total Number
of Families
ASPT
Valori calcolati
(VC) 6.50 10 0.05 1.04 1.72 18
Valori di
riferimento C_7
(VR)
6.81 15 0.79 2.35 2.44 32
EQR (VC/VR) 0.66 0.67 0.06 0.44 0.70 0.56
Valori pesati 0.22 0.06 0.00 0.04 0.19 0.09
Valore indice
Star_ICMi 0.60
Valore indice
Star_ICMi
normalizzato
0.60
STATO
ECOLOGICO SUFFICIENTE

Stazione n. 2 Fiume Serchio-Ghivizzano
Qualità biologica secondo l’indice I.B.E.
Rilevate Valide
TOTALE U.S. 15 12
Entrata orizzontale in tabella + PLECOTTERI
Valore di I.B.E. 9
Classe di qualità
II^
Ambiente con moderati sintomi
di inquinamento o di
alterazione
Qualità biologica secondo l’indice Star_ICMi
ASPT
Number of
EPT Families 1-GOLD
112
Shannon
Diversity log(SelEPTD+1)
Total
Number of
Families
Valori calcolati (VC) 5.72 9 0.47 1.32 1.48 20
Valori di riferimento
C_7 (VR)
6.77 15.5 0.75 2.27 2.30 28.5
EQR (VC/VR) 0.55 0.58 0.63 0.58 0.64 0.70
Valori pesati 0.18 0.05 0.04 0.05 0.17 0.12
Valore indice
Star_ICMi 0.61
Valore indice
Star_ICMi
normalizzato 0.60
STATO
ECOLOGICO SUFFICIENTE

Stazione n. 3 Torrente Serra-Fosso di Rimone
Qualità biologica secondo l’indice I.B.E.
Rilevate Valide
TOTALE U.S. 22 17
Entrata orizzontale in tabella + PLECOTTERI
Valore di I.B.E. 10
Classe di qualità
I^
Ambiente non inquinato o
comunque non alterato in modo
sensibile
Qualità biologica secondo l’indice Star_ICMi
ASPT
Number of EPT
Families
1-
GOLD
113
Shannon
Diversity log(SelEPTD+1)
Total Number of
Families
Valori calcolati (VC) 7 13 0.97 1.65 1.59 23
Valori di
riferimento C_7
(VR) 6.81 15 0.79 2.35 2.44 32
EQR (VC/VR) 0.73 0.87 1.23 0.70 0.65 0.72
Valori pesati 0.25 0.07 0.08 0.06 0.17 0.12
Valore indice
Star_ICMi 0.75
Valore indice
Star_ICMi
normalizzato
0.75
STATO
ECOLOGICO BUONO

Stazione n.4 Torrente Serra-Parco Bimbi
Qualità biologica secondo l’indice I.B.E.
Rilevate Valide
TOTALE U.S. 21 16
Entrata orizzontale in tabella + TRICOTTERI
Valore di I.B.E. 8
Classe di qualità
II^
Ambiente con moderati sintomi di
inquinamento o di alterazione
Qualità biologica secondo l’indice Star_ICMi
Number of
EPT Families 1-GOLD
114
Shannon
Diversity log(SelEPTD+1)
Total Number of
Families
ASPT
Valori calcolati
(VC) 5.58 9 0.77 2.2 1.65 29
Valori di
riferimento C_7
(VR)
6.81 15 0.79 2.35 2.44 32
EQR (VC/VR) 0.53 0.60 0.97 0.94 0.68 0.91
Valori pesati 0.18 0.05 0.07 0.08 0.18 0.15
Valore indice
Star_ICMi 0.70
Valore indice
Star_ICMi
normalizzato
0.70
STATO
ECOLOGICO SUFFICIENTE

Stazione n.5 Torrente Vezza- A monte del canale Giardino
Qualità biologica secondo l’indice I.B.E.
Rilevate Valide
TOTALE U.S. 27 18
Entrata orizzontale in tabella + PLECOTTERI
Valore di I.B.E. 9
Classe di qualità
II^
Ambiente con moderati sintomi di
inquinamento o di alterazione
Qualità biologica secondo l’indice Star_ICMi
Number of
EPT Families 1-GOLD
115
Shannon
Diversity log(SelEPTD+1)
Total Number of
Families
ASPT
Valori calcolati
(VC) 6.32 12 0.73 1.17 1.04 23
Valori di
riferimento C_7
(VR)
6.81 15 0.79 2.35 2.44 32
EQR (VC/VR) 0.63 0.80 0.92 0.50 0.43 0.72
Valori pesati 0.21 0.07 0.06 0.04 0.11 0.12
Valore indice
Star_ICMi 0.61
Valore indice
Star_ICMi
normalizzato 0.61
STATO
ECOLOGICO SUFFICIENTE

Stazione n. 6 Torrente Vezza-Discesa alveo cava
Qualità biologica secondo l’indice I.B.E.
Rilevate Valide
TOTALE U.S. 20 9
Entrata orizzontale in tabella 1 EFEMEROTTERO
Valore di I.B.E. 6
Classe di qualità
III^
Ambiente inquinato o
comunque alterato
Qualità biologica secondo l’indice Star_ICMi
Number of
EPT Families 1-GOLD
116
Shannon
Diversity log(SelEPTD+1)
Total Number of
Families
ASPT
Valori calcolati
(VC) 6.11 12 0.53 1.66 0.90 21
Valori di
riferimento C_7
(VR)
6.81 15 0.79 2.35 2.44 32
EQR (VC/VR) 0.60 0.80 0.67 0.71 0.37 0.66
Valori pesati 0.20 0.07 0.04 0.06 0.10 0.11
Valore indice
Star_ICMi 0.58
Valore indice
Star_ICMi
normalizzato 0.58
STATO
ECOLOGICO SUFFICIENTE

3.3 Simulazioni di stime
MacrOper è un metodo di tipo quantitativo, dunque l’indice dipende oltreché
dalla composizione in taxa, anche dalle abbondanze numeriche di ciascun
taxa. In particolare le metriche che dipendono dall’abbondanza sono 1-GOLD,
l’Indice di Shannon e log(SelEPTD+1). GOLD rappresenta l’abbondanza relativa
dei taxa appartenenti a Gasteropodi, Ditteri e Oligocheti rispetto al totale,
l’Indice di Shannon è un indice di diversità e log(SelEPTD+1) è il logaritmo delle
abbondanze di alcune famiglie di Efemerotteri, Plecotteri, Tricotteri e Ditteri
(Tab. 2.2).
Come è stato già esplicitato nella sezione “Materiali e Metodi”, nel corso dei
campionamenti è stato eseguito un conteggio completo di tutti gli organismi
presenti, al fine di avere a disposizione dati numericamente esatti. Tuttavia,
nella applicazione corrente della procedura da parte delle Agenzie, potrebbe
risultare alquanto difficoltoso applicare un conteggio completo della
comunità, in termini pratici ed economici. In occasione di un Meeting
organizzato dal CISBA (Centro Italiano Studi di Biologia Ambientale) su “I
Macroinvertebrati bentonici nel monitoraggio delle acque correnti”, sono stati
presentati diversi contributi da parte delle Agenzie per l’Ambiente
partecipanti. In particolare uno degli aspetti su cui si è focalizzata l’attenzione,
è stato proprio quello relativo alla scelta di un metodo efficace per la stima
delle abbondanze, durante l’analisi della comunità campionata. In questa sede
si è ritenuto opportuno prendere in considerazione due modalità di stima.
Una riguarda la stima tramite sub campioni, l’altra prende in considerazione la
possibilità di stabilire a priori un tetto massimo di abbondanza nel conteggio
degli organismi, entrambe con il fine di verificare la praticabilità di una
possibile alternativa al conteggio totale degli organismi e nel contempo
valutare il possibile errore nel calcolo dell’indice Star_ICMi della comunità
stimata rispetto a quella conteggiata.
117

Stima mediante subcampioni
Nella stazione “Fosso di Rimone”, è stato effettuato un apposito
campionamento, mirato alla stima delle abbondanze mediante subcampioni.
In tale occasione, le 10 unità di campionamento raccolte non sono state
tenute separate, ma sono state raccolte in un unico contenitore. Il campione
totale, una volta mescolato, è stato ulteriormente suddiviso in 4 subcampioni,
sui quali è stato effettuato un conteggio completo degli individui raccolti. E’
stato calcolato l’indice Star_ICMi innanzitutto sul campione totale, ottenuto
dalla somma dei 4 subcampioni, successivamente sui risultati derivanti dai
campioni stimati, ottenuti moltiplicando i dati di ciascun subcampione per
quattro (Tab. 3.21).
118

Tabella 3.21 - Simulazione di stime tramite subcampioni nella stazione Fosso di Rimone. La tabella riporta i valori calcolati per le metriche (sono evidenziate in giallo le metriche
dipendenti dall’abbondanza, in arancio le altre), il valore dell’indice Star_ICMi (evidenziato in verde), e l’errore percentuale dovuto alla stima (evidenziato in rosso).
Number of EPT
Shannon
Total Number of
CONTEGGIO TOTALE ASPT Families 1-GOLD Diversity log(SelEPTD+1) Families
Valori calcolati (VC) 6.26 10 0.84 2.17 2.21 23
6.81 15.00 0.79 2.35 2.44 32.00
INDICE
Valori di riferimento
Star_ICMi
(VR)
INDICE Star_ICMi NORMALIZZATO
EQR (VC/VR) 0.63 0.67 1.06 0.92 0.91 0.72 0.773
STATO
0.773
Valori pesati 0.21 0.06 0.07 0.08 0.24 0.12 ECOLOGICO BUONO
Number of EPT
Shannon
Total Number of
STIMA 1 ASPT Families 1-GOLD Diversity log(SelEPTD+1) Families
Valori calcolati (VC) 6 6 0.87 2.21 2.36 16
6.81 15.00 0.79 2.35 2.44 32.00
INDICE
Valori di riferimento
Star_ICMi
(VR)
INDICE Star_ICMi NORMALIZZATO
EQR (VC/VR) 0.59 0.40 1.10 0.94 0.97 0.50 0.722
STATO
0.722 errore
Valori pesati 0.20 0.03 0.07 0.08 0.26 0.08 ECOLOGICO BUONO -6.61%
Number of EPT
Shannon
Total Number of
STIMA 2 ASPT Families 1-GOLD Diversity log(SelEPTD+1) Families
Valori calcolati (VC) 6.06 8 0.86 2.2 2.16 19
6.81 15.00 0.79 2.35 2.44 32.00
INDICE
Valori di riferimento
Star_ICMi
(VR)
INDICE Star_ICMi NORMALIZZATO
EQR (VC/VR) 0.60 0.53 1.09 0.94 0.89 0.59 0.729
STATO
0.729 errore
Valori pesati 0.20 0.04 0.07 0.08 0.24 0.10 ECOLOGICO BUONO -5.75%
119

Number of EPT
Shannon
Total Number of
STIMA 3 ASPT Families 1-GOLD Diversity log(SelEPTD+1) Families
Valori calcolati (VC) 6.29 7 0.72 2.25 2.05 16
6.81 15.00 0.79 2.35 2.44 32.00
INDICE
Valori di riferimento
Star_ICMi
(VR)
INDICE Star_ICMi NORMALIZZATO
EQR (VC/VR) 0.63 0.47 0.91 0.96 0.84 0.50 0.697
STATO
0.697 errore
Valori pesati 0.21 0.04 0.06 0.08 0.22 0.08 ECOLOGICO SUFFICIENTE -9.89%
Number of EPT
Shannon
Total Number of
STIMA 4 ASPT Families 1-GOLD Diversity log(SelEPTD+1) Families
Valori calcolati (VC) 6.67 7 0.89 2.17 2.2 17
6.81 15.00 0.79 2.35 2.44 32.00
INDICE
Valori di riferimento
Star_ICMi
(VR)
INDICE Star_ICMi NORMALIZZATO
EQR (VC/VR) 0.69 0.47 1.13 0.92 0.90 0.53 0.748
STATO
0.748 errore
Valori pesati 0.23 0.04 0.08 0.08 0.24 0.09 ECOLOGICO BUONO -3.19%
120

Nella tabella 3.21 sono riportati tutti i dati relativi alle diverse metriche che
compongono l’indice Star_ICMi; in particolare sono evidenziate in giallo le
metriche che dipendono dalle abbondanze, e che quindi sono più influenzate
dalle diverse stime effettuate. In realtà nel calcolo dell’indice effettuato
tramite sub campioni, possono variare non solo le metriche strettamente
dipendenti dall’abbondanza (1-GOLD, Shannon e log(SelEPTD+1)), ma anche le
metriche dipendenti dal numero di taxa rilevati (evidenziate in arancio).
Infatti, è possibile che un taxon venga rilevato in un subcampione e non negli
altri, soprattutto per quanto riguarda i taxa rari. Inoltre è evidenziato in verde
il valore dell’indice finale, ed è riportato l’errore percentuale di ciascuna stima
rispetto al totale (evidenziato in rosso). L’errore si riferisce all’indice calcolato
grazie alla stima ottenuta con ciascun sub campione, rispetto all’indice
“reale”, ottenuto dalla somma dei quattro sub campioni.
Da tale analisi emerge come l’errore nel calcolo dell’indice finale non sia del
tutto trascurabile: esso varia infatti da un minimo del 3,19% ad un massimo
del 9,89%. L’entità dell’errore può quindi determinare una diversa
assegnazione della classe di Stato Ecologico, come nel caso della STIMA 3
(errore pari a 9,89%), dove lo classe di Stato Ecologico individuata è inferiore
alla classe calcolata con il conteggio totale.
Stima mediante un tetto massimo di abbondanza
Un secondo metodo di stima è stato quello di presupporre un tetto massimo
di abbondanza e verificare le eventuali differenze riscontrabili
nell’elaborazione dell’indice; tale metodo prevede il conteggio completo di
tutti gli organismi fino ad una cifra massima determinata, che sarà
l’abbondanza di tutti quei taxa che superano tale cifra (ad esempio: se il tetto
massimo è 100, saranno contati tutti i taxa fino a 100 individui, dopodiché
tutti i taxa numericamente superiori verranno considerati pari al valore
stimato di 100 individui).
A tal fine sono state considerate diverse classi di abbondanza. Per quanto
riguarda la prima simulazione (Stazione Vezza-A monte del Canale Giardino),
sono state considerate le classi: 100, 200, 400, 500, 1000. Nella seconda
121

simulazione (Stazione Fosso di Rimone-1) invece sono state considerate le 4
classi: 100, 200, 400, 800.
Confrontando i risultati ottenuti nell’ambito delle varie simulazioni (Tabb.
3.22, 3.23) con quelli derivanti dal conteggio totale degli individui emerge che,
l’errore rilevato , non è eccessivamente elevato, e, in ogni caso, di molto
inferiore a quello derivante dalla stima effettuata mediante subcampioni. In
generale infatti l’errore varia tra 0,08% e 2,63%. Come prevedibile, l’errore
diminuisce man mano che la stima si avvicina al valore reale, anche se non
sempre con andamento lineare. Nelle simulazioni effettuate, l’errore
riscontrato non causa variazioni nella definizione dello Stato Ecologico.
Sebbene, in alcuni casi, ciò potrebbe verificarsi, il livello di accuratezza
sarebbe comunque superiore a quello ottenuto con la stima del sub campione
e il livello di incertezza più accettabile.
122

Tabella 3.22 - Simulazione di stime nella stazione Vezza-A monte del Canale Giardino. La tabella riporta i valori calcolati per le metriche (sono evidenziate in
giallo le metriche dipendenti dall’abbondanza), il valore dell’indice Star_ICMi (evidenziato in verde), e l’errore percentuale dovuto alla stima(evidenziato in
rosso).
Number of EPT
Shannon
Total Number
TOTALE ASPT Families 1-GOLD Diversity log(SelEPTD+1) of Families
Valori calcolati (VC)
Valori di riferimento
6.32 12 0.73 1.17 1.04 23
(VR) 6.74 14.3 0.8 2.39 2.39 33 INDICE Star_ICMi
123
INDICE Star_ICMi
NORMALIZZATO
EQR (VC/VR) 0.64 0.84 0.91 0.49 0.44 0.70 0.618 0.612
Valori pesati 0.21 0.07 0.06 0.04 0.12 0.12 STATO ECOLOGICO SUFFICIENTE
Number of EPT
Shannon
Total Number
PROVA100 ASPT Families 1-GOLD Diversity log(SelEPTD+1) of Families
Valori calcolati (VC)
Valori di riferimento
6.32 12 0.48 2.14 1.04 23
(VR) 6.74 14.3 0.8 2.39 2.39 33 INDICE Star_ICMi
INDICE Star_ICMi
NORMALIZZATO errore
EQR (VC/VR) 0.64 0.84 0.60 0.90 0.44 0.70 0.630 0.624 2.06%
Valori pesati 0.21 0.07 0.04 0.07 0.12 0.12 STATO ECOLOGICO SUFFICIENTE
Number of EPT
Shannon
Total Number
PROVA200 ASPT Families 1-GOLD Diversity log(SelEPTD+1) of Families
Valori calcolati (VC)
Valori di riferimento
6.32 12 0.47 1.97 1.04 23
(VR) 6.74 14.3 0.8 2.39 2.39 33 INDICE Star_ICMi
INDICE Star_ICMi
NORMALIZZATO errore
EQR (VC/VR) 0.64 0.84 0.59 0.82 0.44 0.70 0.624 0.617 0.97%
Valori pesati 0.21 0.07 0.04 0.07 0.12 0.12 STATO ECOLOGICO SUFFICIENTE
Number of EPT
Shannon
Total Number
PROVA400 ASPT Families 1-GOLD Diversity log(SelEPTD+1) of Families
Valori calcolati (VC)
Valori di riferimento
6.32 12 0.48 1.75 1.04 23
(VR) 6.74 14.3 0.8 2.39 2.39 33 INDICE Star_ICMi
INDICE Star_ICMi
NORMALIZZATO errore
EQR (VC/VR) 0.64 0.84 0.60 0.73 0.44 0.70 0.617 0.611 -0.13%
Valori pesati 0.21 0.07 0.04 0.06 0.12 0.12 STATO ECOLOGICO SUFFICIENTE

Number of EPT
Shannon
Total Number
PROVA500 ASPT Families 1-GOLD Diversity log(SelEPTD+1) of Families
Valori calcolati (VC)
Valori di riferimento
6.32 12 0.49 1.66 1.04 23
(VR) 6.74 14.3 0.8 2.39 2.39 33 INDICE Star_ICMi
124
INDICE Star_ICMi
NORMALIZZATO errore
EQR (VC/VR) 0.64 0.84 0.61 0.69 0.44 0.70 0.615 0.608 -0.50%
Valori pesati 0.21 0.07 0.04 0.06 0.12 0.12 STATO ECOLOGICO SUFFICIENTE
Number of EPT
Shannon
Total Number
PROVA1000 ASPT Families 1-GOLD Diversity log(SelEPTD+1) of Families
Valori calcolati (VC)
Valori di riferimento
6.32 12 0.62 1.45 1.04 23
(VR) 6.74 14.3 0.8 2.39 2.39 33 INDICE Star_ICMi
INDICE Star_ICMi
NORMALIZZATO errore
EQR (VC/VR) 0.64 0.84 0.78 0.61 0.44 0.70 0.618 0.612 0.08%
Valori pesati 0.21 0.07 0.05 0.05 0.12 0.12 STATO ECOLOGICO SUFFICIENTE
Tabella 3.23 – Simulazione di stime nella stazione Fosso di Rimone (1° campionamento). La tabella riporta i valori calcolati per le metriche (sono evidenziate in giallo le
metriche dipendenti dall’abbondanza), il valore dell’indice Star_ICMi (evidenziato in verde), e l’errore percentuale dovuto alla stima (evidenziato in rosso).
TOTALE ASPT
Number of EPT
Families 1-GOLD
Shannon
Diversity log(SelEPTD+1)
Total Number of
Families
Valori calcolati (VC) 7 13 0.97 1.65 1.59 23
Valori di riferimento
(VR) 6.74 14.3 0.8 2.39 2.39 33 INDICE Star_ICMi
INDICE Star_ICMi
NORMALIZZATO
EQR (VC/VR) 0.74 0.91 1.21 0.69 0.67 0.70 0.755 0.748
Valori pesati 0.25 0.08 0.08 0.06 0.18 0.12 STATO ECOLOGICO BUONO

PROVA 100 ASPT
Number of EPT
Families 1-GOLD
Shannon
Diversity log(SelEPTD+1)
125
Total Number of
Families
Valori calcolati (VC) 7 13 0.9 2.39 1.59 23
Valori di riferimento
(VR) 6.74 14.3 0.8 2.39 2.39 33 INDICE Star_ICMi
INDICE Star_ICMi
NORMALIZZATO errore
EQR (VC/VR) 0.74 0.91 1.13 1.00 0.67 0.70 0.775 0.767 2.63%
Valori pesati 0.25 0.08 0.08 0.08 0.18 0.12 STATO ECOLOGICO BUONO
PROVA 200 ASPT
Number of EPT
Families 1-GOLD
Shannon
Diversity log(SelEPTD+1)
Total Number of
Families
Valori calcolati (VC) 7 13 0.94 2.11 1.59 23
Valori di riferimento
(VR) 6.74 14.3 0.8 2.39 2.39 33 INDICE Star_ICMi
INDICE Star_ICMi
NORMALIZZATO errore
EQR (VC/VR) 0.74 0.91 1.18 0.88 0.67 0.70 0.769 0.761 1.78%
Valori pesati 0.25 0.08 0.08 0.07 0.18 0.12 STATO ECOLOGICO BUONO
PROVA 400 ASPT
Number of EPT
Families 1-GOLD
Shannon
Diversity log(SelEPTD+1)
Total Number of
Families
Valori calcolati (VC) 7 13 0.96 1.89 1.59 23
Valori di riferimento
(VR) 6.74 14.3 0.8 2.39 2.39 33 INDICE Star_ICMi
INDICE Star_ICMi
NORMALIZZATO errore
EQR (VC/VR) 0.74 0.91 1.20 0.79 0.67 0.70 0.763 0.755 0.99%
Valori pesati 0.25 0.08 0.08 0.07 0.18 0.12 STATO ECOLOGICO BUONO
PROVA 800 ASPT
Number of EPT
Families 1-GOLD
Shannon
Diversity log(SelEPTD+1)
Total Number of
Families
Valori calcolati (VC) 7 13 0.97 1.69 1.59 23
Valori di riferimento
(VR) 6.74 14.3 0.8 2.39 2.39 33 INDICE Star_ICMi
INDICE Star_ICMi
NORMALIZZATO errore
EQR (VC/VR) 0.74 0.91 1.21 0.71 0.67 0.70 0.757 0.749 0.18%
Valori pesati 0.25 0.08 0.08 0.06 0.18 0.12 STATO ECOLOGICO BUONO

4. Discussione
4.1 Il campionamento secondo il metodo MacrOper
Per quanto riguarda il campionamento secondo il metodo MacrOper, possiamo
fare alcune considerazioni.
L’identificazione della sequenza riffle/pool preliminare al campionamento non
sempre è stata possibile, e nella maggior parte delle stazioni il campionamento
è stato effettuato su un tratto generico rappresentativo del fiume. Anche dove
la sequenza riffle/pool era ben riconoscibile, spesso la zona di pool non era
agevolmente campionabile a causa del livello dell’acqua che avrebbe costretto
a smuovere il substrato con i piedi anziché con le mani, facendo diminuire
notevolmente l’accuratezza della prova. Si ritiene quindi più indicato, per
quanto riguarda l’idroecoregione “Appennino Settentrionale”, privilegiare il
campionamento nel “generico”.
La stima della percentuale di copertura dei diversi microhabitat non ha
rappresentato un problema, in quanto generalmente condivisa dai due
operatori.
Ciò che invece ha rappresentato un ostacolo dal punto di vista pratico del
campionamento, è stato l’utilizzo della rete Surber. Teoricamente infatti, la
rete dovrebbe essere sempre ben aderente al fondo, in modo da limitare al
massimo l’eventuale fuoriuscita di organismi. Ciò risulta agevole su fondali
piani e privi di asperità, costituiti da substrati rocciosi o a granulometria
sufficientemente fine (≤ mesolithal). Su altri tipi di substrato è stato difficile, se
non impossibile, posizionare la rete in modo adeguato. Ciò si è verificato in
particolare nei microhabitat molto diversificati ma morfologicamente tali da
non favorire il posizionamento del retino. Tali ambienti, per contro,
costituiscono degli ottimi dispositivi di ritenzione, e quindi sono molto
produttivi e in grado di accogliere comunità di macroinvertebrati complesse.
Nell’ambito della presente indagine è stato effettuato il conteggio completo di
tutti gli organismi campionati. L’applicazione del metodo ha così richiesto un
notevole impegno in termini di tempo da parte degli operatori coinvolti nelle
prove. Da una stima effettuata sulla base dei tempi impiegati per le fasi che
126

isentono maggiormente delle modifiche apportate dal metodo MacrOper
(campionamento e misura delle abbondanze), si calcolano tempi nell’ordine di
12-15 ore/uomo per stazione, a fronte di circa 3 ore/uomo richieste dal
metodo IBE. Ovviamente, nell’ottica delle campagne di campionamento svolte
dalle Agenzie, questo incremento dei tempi può risultare una criticità da non
sottovalutare. D’altronde l’unico parametro modificabile nel metodo è
rappresentato dalla valutazione delle abbondanze. Da ciò la necessità di
giungere a stime di abbondanza dei taxa campionati. Uno dei nodi non ancora
del tutto risolti del nuovo metodo è proprio quello della stima delle
abbondanze. Come è stato estesamente spiegato nella sezione Materiali e
Metodi, per gli organismi presenti con abbondanza superiore a 10 individui, il
metodo propone l’utilizzo di “classi numeriche predefinite specificate per i
diversi taxa in relazione al tipo fluviale o all’idro-ecoregione di appartenenza”,
ma sembra lasciare una certa libertà riguardo all’argomento. Nell’ambito della
presente ricerca, sono stati confrontati due diversi metodi di stima, quello
tramite subcampioni, e quello tramite “tetti di abbondanze”. Come è risultato
dalle elaborazioni (Tab. 3.21), la stima mediante subcampioni, che sicuramente
sarebbe la più vantaggiosa dal punto di vista dell’impegno richiesto, ha
presentato un errore non trascurabile, che varia da 3,19% ad un massimo di
9,89%. Inoltre con questa stima è maggiore il rischio di perdere i taxa più rari,
che nel metodo MacrOper vengono comunque considerati al fine del calcolo
dell’indice.
Il secondo metodo di stima risulta più impegnativo ma meno penalizzante;
infatti l’errore varia tra 0,08% e 2,63% (Tabb. 3.22 e 3.23). Anche con stime
abbastanza grossolane dei taxa più abbondanti, ad esempio con un tetto
massimo di 100 individui, le metriche dipendenti dall’abbondanza non vengono
significativamente modificate e l’errore si può ritenere accettabile.
4.2 Confronto tra i metodi IBE e MacrOper
In cinque delle sei stazioni campionate, il campionamento MacrOper ha
permesso di rilevare più taxa rispetto al campionamento IBE. La composizione
delle comunità campionate con i due metodi è abbastanza simile per quanto
riguarda i taxa più abbondanti, mentre è sensibilmente variabile per quanto
riguarda i taxa più rari. A questo proposito, è utile ricordare come nel metodo
127

IBE sia tenuto in considerazione il concetto di drift: infatti, per essere
considerati validi i taxa devono raggiungere un numero minimo di individui che
varia da taxon a taxon. Il concetto di drift è molto importante nell’analisi delle
comunità delle acque correnti, in quanto tali comunità sono fortemente
influenzate dalla dinamicità dell’ambiente fluviale, e in particolare dall’azione
della corrente. Così la presenza di un taxon, soprattutto quando consistente in
un basso numero di individui, o di piccole dimensioni, può essere considerata
avventizia e occasionale, associabile al fenomeno del drift, e di conseguenza
non rappresentativa della comunità. Il metodo MacrOper non tiene conto del
fenomeno del drift, se non indirettamente: ad esempio, una Famiglia
rappresentata da un solo individuo, verrà conteggiata nel numero di Famiglie,
mentre avrà un peso diverso nelle metriche dipendenti dall’abbondanza.
Il fatto che, nella presente indagine, il metodo MacrOper abbia permesso di
rilevare più taxa rispetto all’IBE, è dovuto soprattutto alla diversa entità dello
sforzo di cattura. Per il metodo MacrOper, infatti, il campionamento è stato
standardizzato sia per quanto riguarda la superficie che per quanto riguarda la
durata, che abbracciava un arco di tempo di circa 20 minuti effettivi. Per il
metodo IBE, che non è di tipo quantitativo, la superficie campionata e la durata
del campionamento dipendono in gran parte dalla valutazione dell’operatore.
In ogni caso si può affermare che il campionamento IBE nella routine abbia una
durata di 10’-15’, e quindi un tempo sensibilmente inferiore rispetto al
campionamento MacrOper. E’ chiaro quindi, che ad un maggiore sforzo di
campionamento, corrisponderà un aumento dei taxa campionati, come più
volte descritto e dimostrato nella letteratura scientifica (ALLAN, 1995; BO et al.,
2006; FENOGLIO et al., 2007; BALDACCINI et al., 2008).
In un’unica stazione (Vezza-A monte del Canale Giardino) il numero di taxa
raccolti con l’IBE è risultato paragonabile a quello raccolto con il MacrOper,
nell’ambito del quale l’80% delle unità di campionamento sono state effettuate
su megalithal. Come dimostrato anche in questa indagine, tale microhabitat
risulta meno produttivo degli altri, che in genere vengono privilegiati nel
campionamento IBE. Di conseguenza in una stazione di questo tipo, si è
verificata, tra i due metodi, una sorta di compensazione tra lo sforzo di cattura
e la tipologia di substrato prevalentemente campionata.
128

Una ulteriore considerazione va fatta per quanto riguarda il confronto tra le
abbondanze. La stima proposta per valutare i taxa raccolti con il transetto
(metodo IBE), basata sul “giudizio esperto”, ha fornito valori non concordanti
con i risultati ottenuti per alcuni taxa con il metodo multihabitat, in quanto
ampiamente sottostimati. Pur tenendo conto del maggiore sforzo di cattura
impiegato con il metodo multihabitat proporzionale, i valori applicati alle tre
classi di abbondanza previste per l’IBE risultavano comunque troppo bassi. E’
pur vero che la stima dei taxa abbondanti, basata sul “giudizio esperto”, è stata
utilizzata nella piena consapevolezza di non poter raggiungere numeri reali.
L’esperienza induce comunque a rivalutare l’entità delle classi di abbondanze
nella prospettiva di un loro futuro utilizzo e l’applicabilità del concetto di
“giudizio esperto”, quando è richiesta l’attendibilità numerica.
4.3 Le comunità dei microhabitat
I microhabitat più frequenti incontrati nella tipologia fluviale
dell’idroecoregione studiata sono rappresentati da Mesolithal (50%),
Megalithal (25%) e Macrolithal (12%). Le rimanenti % sono rappresentate da
Alghe (7%), Ghiaia (3%) e Microlithal (3%).
I risultati scaturiti dal confronto effettuato tra la struttura delle comunità
rilevate nei microhabitat, dimostrano come si possano evidenziare alcune
sostanziali differenze. La composizione percentuale in taxa, calcolata nei diversi
microhabitat, è molto variabile, soprattutto in funzione delle caratteristiche di
qualità delle diverse stazioni. I microhabitat mesolithal e macrolithal
presentano generalmente composizione dei popolamenti abbastanza simile e
dovuta all’affinità esistente tra i caratteri morfologici di questi microhabitat; il
popolamento del megalithal invece risente della forte esposizione alla forza
della corrente e della mancanza di diversità morfologica, e quindi ospita
comunità che presentano alcune differenze con quelle degli altri microhabitat.
Da un punto di vista qualitativo le comunità rilevate rispecchiano gli
adattamenti tipici dei taxa di volta in volta presenti. Forme come Leuctra e
Naididae sono più frequenti negli habitat caratterizzati da substrati a
granulometria fine (MIC, MES, MAC) in virtù della loro spiccata stigofilia.
Dugesia privilegia habitat che offrono riparo dalla luce (MAC, MES), come
Ecdyonurus , che predilige ripari sicuri dalla corrente. I Chironomidae risultano
129

pressoché ubiquitari anche se con spiccate preferenze per habitat ricchi di
periphyton (MGL, ALGHE). Baetis, caratterizzato da buona capacità natatorie,
riesce ad essere dominante in habitat esposti alla corrente, ecc.
Nelle quattro stazioni aventi stessa classe di qualità (Petrognano, Ghivizzano,
Parco Bimbi e Vezza-A monte del Canale Giardino), è stato possibile
confrontare le tre tipologie di habitat più comuni: mesolithal, macrolithal e
megalithal. I test statistici applicati hanno rilevato differenze significative tra il
megalithal e gli altri due microhabitat, sia per quanto riguarda il numero di taxa
che per quanto riguarda l’indice di Shannon (Tab. 3.19). Questo risultato
risponde alle aspettative, e conferma quanto osservato nelle singole stazioni
con il semplice confronto dei grafici elaborati (Figg. 3.2, 3.6, 3.8).
I due microhabitat mesolithal e macrolithal invece non presentano differenze
significative. Ciò si spiega facilmente poiché i due microhabitat presentano
caratteristiche abbastanza simili, soprattutto dal punto di vista della diversità e
complessità dell’habitat. Essi infatti comprendono sia la superficie vera e
propria dei ciottoli, che tutta la zona interstiziale del sedimento sottostante ad
essi. Il megalithal invece offre come habitat ai macroinvertebrati solamente la
superficie liscia, che non da grandi possibilità di riparo dalla corrente e dai
predatori, e non costituisce un valido dispositivo di ritenzione della sostanza
organica disponibile (foglie, detrito legnoso, ecc.). Di conseguenza nel
megalithal, la ridotta funzione dell’habitat si traduce in una produttività
inferiore, con minore ricchezza in taxa e un minore indice di diversità.
4.4 Gli indici di qualità
Il confronto tra la classificazione delle stazioni ottenuta con l’IBE e con il
MacrOper risulta abbastanza agevole, poiché con entrambi i metodi vengono
individuati 5 livelli di valutazione, che per facilità di lettura chiameremo classi di
qualità.
In una sola delle stazioni analizzate (Vezza-Discesa alveo cava), la classe di
qualità individuata con l’indice Star_ICMi corrisponde alla classe individuata
con l’indice IBE. Nelle altre cinque stazioni, la classe di qualità relativa all’indice
Star_ICMi è inferiore di una classe a quella individuata con l’indice IBE. In
130

generale quindi il calcolo dell’indice Star_ICMi dà valori di qualità inferiori
rispetto a quelli assegnati con l’indice IBE.
Occorre ricordare che il valore ottenuto con l’indice IBE deriva dal progressivo
allontanamento della comunità studiata da una comunità teorica attesa, già
insita nel meccanismo di calcolo. Il valore dell’indice Star_ICMi invece si ottiene
dal rapporto tra le metriche calcolate e quelle di riferimento predefinite per i
diversi tipi fluviali (EQR). Nel presente studio sono state utilizzate le metriche
fornite direttamente dagli Autori del Metodo.
Durante il calcolo degli EQR relativi alle metriche, ci si è resi conto che per le
metriche di immediata comprensione, come Numero di Famiglie, e Numero di
Famiglie EPT (Efemerotteri, Plecotteri, Tricotteri), i valori di riferimento
risultavano superiori a quelli che potevano essere stimati in base alle
esperienze pregresse su stazioni di campionamento risultate di qualità elevata,
ma anche a quelle relative alla stazione che nell’ambito della presente ricerca
veniva considerata un possibile sito di riferimento (Torrente Serra - Fosso di
Rimone). Tali considerazioni hanno indotto ad effettuare una verifica sulle due
metriche suddette, utilizzando valori ottenuti in esperienze passate (BALDACCINI
e BIANUCCI, 1986; 1993; BALDACCINI et al., 1993; BALDACCINI et al., 2003; BALDACCINI
e LEONE, 2006), su stazioni classificabili come qualità “elevata” (I^ classe di IBE)
e rispondenti alle caratteristiche che dovrebbero avere i siti di riferimento
(dimensioni, assenza di pressione antropica, integrità dell’habitat, ecc.).
Le corrispondenti comunità esaminate, appartenenti a due diverse tipologie
fluviali, sono state in totale 18 per la tipologia C_4 e 12 per la tipologia C_7. Per
ciascuna tipologia è stata calcolata la mediana dei valori del numero di famiglie
e del numero di famiglie di EPT (come richiesto per il calcolo delle metriche di
riferimento). I valori ottenuti per le due metriche, in particolare per quanto
riguarda il numero di famiglie, risultano sensibilmente inferiori ai valori di
riferimento forniti dagli Autori (Tab. 4.1).
131

Tabella 4.1 - Valori di riferimento per le metriche Numero di famiglie e Numero di Famiglie EPT, e valori
calcolati sulla base di un’analisi effettuata su campionamenti degli anni passati, per le tipologie fluviali C_4 e
C_7.
NUMERO DI FAMIGLIE NUMERO DI FAMIGLIE EPT
valore di riferimento
Tipologia fluviale: C_4
valore calcolato su
comunità reali valore di riferimento
132
Tipologia fluviale: C_4
32 27 15 13,5
valore di riferimento
Tipologia fluviale: C_7
valore calcolato su
comunità reali valore di riferimento
valore calcolato su
comunità reali
Tipologia fluviale C_7
32 27 15 14
valore calcolato su
comunità reali
Pur nella consapevolezza che nel presente studio il campionamento di tipo IBE
in generale ha permesso di raccogliere un numero di taxa (valutati a livello di
Famiglia e Genere) inferiore rispetto al campionamento di tipo multihabitat,
appare evidente che i valori delle metriche proposte come riferimento,
tendono ad essere sovrastimate per questa area geografica della
idroecoregione Appennino Settentrionale, anche in considerazione del fatto
che si basano su livelli sistematici di Famiglia.
Alla luce di questi risultati, sarebbe opportuno rivedere i valori di riferimento
per i tipi fluviali presenti in questa area dell’idroecoregione Appennino
Settentrionale, soprattutto per la necessità di valutarne il livello di stato
ecologico nella reale misura.

5. Conclusioni
Questa tesi nasce con lo scopo di applicare sul campo un nuovo metodo di
monitoraggio delle acque correnti, basato sull’analisi della comunità di
macroinvertebrati, denominato MacrOper, che nasce in risposta alle richieste
della Direttiva Quadro sulle Acque e come sostituto del metodo
tradizionalmente ed ufficialmente utilizzato fino ad oggi in Italia, l’Indice Biotico
Esteso. Una delle richieste della Direttiva è quella di standardizzare il più
possibile i metodi di indagine, al fine di rendere confrontabili i risultati ottenuti
dai diversi operatori. Inoltre la Direttiva richiede che il metodo sia di tipo
quantitativo, ovvero che nella definizione dello stato ecologico si tenga conto
delle abbondanze della comunità.
In base all’esperienza effettuata, è possibile affermare che il metodo, se
applicato in ambienti e condizioni idrologiche che consentano l’utilizzo della
principale strumentazione consigliata (Retino Surber) e vengono garantite le
misure quantitative delle abbondanze, risponde sicuramente all’esigenza di
standardizzazione richiesta dalla Direttiva. Nel caso in cui si debba ricorrere ad
altri strumenti di campionamento, qualora ad esempio le condizioni idrologiche
(es. periodo di morbida) impongano l’uso del retino tradizionale, verrebbero a
cadere alcuni dei presupposti che garantiscono la standardizzazione degli
spettri quantitativi. Lo stesso utilizzo del retino Surber ha presentato criticità in
relazione al microhabitat campionato.
Per mantenere lo standard massimo, dal punto di vista operativo, l’applicazione
del metodo richiede un notevole impegno per quanto riguarda la tempistica.
Durante la presente indagine si è infatti calcolato per l’applicazione del metodo
un impegno considerevolmente superiore rispetto agli standard normalmente
richiesti per l’applicazione dell’IBE (nell’ordine delle 12-15 ore/uomo, a fronte
di un impegno di 3 ore/uomo nell’applicazione del metodo IBE). Questo fattore
può rappresentare una criticità da non sottovalutare nel corso delle attività di
monitoraggio previste dalle Agenzie per l’Ambiente e non solo. Da ciò prende
forma la necessità di ridurre i tempi relativi al campionamento, e quindi di
effettuare delle stime piuttosto che un conteggio completo degli organismi
raccolti durante il campionamento, come tra l’altro previsto dagli Autori stessi
del metodo, anche se tale operazione introduce un elemento di incertezza
133

nell’applicazione delle metriche e sembra far allontanare la conformità del
metodo alle richieste della Direttiva, oltre che aumentare l’incertezza del
risultato. Da quanto sperimentato nella presente tesi, la stima effettuata
tramite la suddivisione in sub campioni, mostra un errore non trascurabile, che
in alcuni casi raggiunge quasi il 10%. Dunque non si ritiene consigliabile
adottare questa tipologia di stima, mentre sarebbe preferibile adottare una
tipologia di stima più affine a quella dei “tetti massimi di abbondanza”, nella
quale l’errore calcolato raggiunge al massimo il 2,63%. Questa tipologia di
stima richiede sicuramente un impegno maggiore, ma garantisce un livello di
accuratezza superiore e un limite di incertezza più accettabile.
Nell’adozione di certi adattamenti si ha quindi la consapevolezza che alcuni dei
presupposti necessari per la standardizzazione del metodo in un certo senso
vengono meno, in quanto, l’errore che ne deriva, incide comunque nella
definizione dello stato ecologico.
Per quanto riguarda la definizione della qualità delle stazioni prese in esame, in
generale lo stato ecologico calcolato con il metodo MacrOper è risultato quasi
sempre più basso, rispetto alla classe di qualità assegnata con l’IBE. Ciò è
verosimilmente imputabile ai valori delle metriche di riferimento utilizzate per
il calcolo dell’EQR (Rapporto di Qualità Ecologica); infatti, i calcoli effettuati
sulle comunità di possibili corpi idrici di riferimento individuati nella
Idroecoregione Appennino Settentrionale, relative ai campionamenti effettuati
in anni passati, in particolare per quanto riguarda le metriche relative al
Numero di Famiglie, e al Numero di Famiglie di EPT, dimostrano che i valori di
riferimento attualmente disponibili sono sovrastimati (almeno per quanto
riguarda le metriche citate), e che tali valori dovrebbero quindi essere
ricalcolati, pena l’impossibilità di assegnare lo Stato Ecologico Elevato ad alcun
tratto fluviale dell’area geografica oggetto della presente tesi.
Tale considerazione induce a valutare i corpi idrici identificabili come siti di
riferimento su cui applicare il metodo con la principale finalità di giungere ad
una reale definizione delle comunità di riferimento e delle relative metriche per
il calcolo dello Star_ICMi da adottare per la classificazione dello stato ecologico
così come richiesto dalla Direttiva.
134

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